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• Jeefry Ademir Vera Valencia

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2013 AGUAS ÁCIDAS EN MINERÍA

E.A.P. INGENIERÍA DE MINAS QUIMICA II 24/06/2013

CARATULA CONTRACARÁTULA ÍNDICE RESUMEN EJECUTIVO

0. INTRODUCCIÓN 0.1.

INTRODUCCIÒN

0.2.

OBJETIVOS

1. CAPITULO I: AGUAS ACIDAS DE MINERÍA 1.1.

DEFINICIÓN

1.2.

GENERACIÓN

1.3.

DRENAJES DE AGUAS ÁCIDAS DE MINERIA

1.3.1. Problemática 1.3.2. Tipos de drenajes 1.3.3. Calidad de aguas de drenaje 1.3.3.1.

Aguas extremadamente afectadas por la oxidación de los sulfuros y escasamente neutralizadas.

1.3.3.2.

Aguas muy afectadas por la oxidación de sulfuros, moderadamente neutralizadas

1.3.3.3.

Aguas moderadamente afectadas por la oxidación de sulfuros:

1.3.3.3.1. No neutralizadas 1.3.3.3.2. Neutralizadas 1.3.4. TRATAMIENTO PASIVO DE DRENAJES

2. CAPITULO II: TRATAMIENTO DE AGUAS ACIDAS 2.1.

GESTIÓN PREVENTIVA DE AGUAS ACIDAS

2.2.

TRATAMIENTO INSITU

2.3.

ALMACENAMIENTO EN HUECOS MINEROS DE SUPERFICIE

2.4.

ELIMINACIÓN POR EVAPORACIÓN

2.5.

PROGRAMA DE VIGILANCIA Y CONTROL

3. CAPITULO III: TÉCNICAS DE REMEDIACIÓN DE AGUAS ACIDAS 3.1.

NEUTRALIZACIÓN

3.1.1. Neutralización con leche de cal. 3.1.2. Procesos típicos de neutralización. 3.1.3. Sistemas utilizados en neutralización. 3.1.4. Control automático de neutralización. 3.2.

LA CAL

3.2.1. Usos específicos 3.2.1.1.

La cal en la ecología

4. CAPITULO IV: CARACTERIZACIÓN 4.1.

RESUMEN EJECUTIVO

4.2.

INTRODUCCIÓN

4.2.1. Antecedentes 4.2.2. Objetivos 4.3.

GEOLOGÍA ECONÓMICA

4.4.

MÉTODO DE SELECCIÓN DE MUESTRAS

4.5.

PROGRAMA DE ENSYOS DE LABORATORIO

4.5.1. Potencial generador de acido 4.5.1.1.

En pasta

4.5.1.2.

PH en pasta

4.5.1.3.

Sulfuro total

4.5.1.4.

Azufre como sulfuro

4.5.1.5.

Azufre como sulfato

4.5.1.6.

Azufre insoluble

4.5.1.7.

Análisis de difracción por rayos X

4.5.2. Potencial de neutralización de ácido 4.5.3. Lixiviación 4.6.

RESULTADOS

4.6.1. Pruebas estáticas balance acido base 4.6.2. Lixiviación 4.7.

INTERPRETACIÓN

4.7.1. Potencial para generación de ácido y drenaje ácido 4.7.2. Estudio previo de potencial DAR 4.7.3. Potencial de generación de ácido relacionado con la zona hipógino y los tipos de alteración de rocas 4.8.

CONCLUSIONES

CONCLUSIONES BIBLIOGRAFÍA

La presencia de aguas ácidas de mina en las numerosas explotaciones mineras desde épocas remotas, ha provocado la contaminación de aguas y sedimentos fluviales. Por su naturaleza, magnitud y sus elevados costes económicos de remediación, este hecho presenta una difícil solución. La industria de explotación minera es una actividad más problemática, la extracción minera y su proceso son fuente de muchos contaminantes que están dispuestos en el ambiente. La exposición de los minerales sulfurosos al aire y agua, asociados a procesos microbianos y oxidación produce drenaje ácido de mina, caracterizado por su alta acidez y alta cantidad de metales pesados disueltos. Es por esto que en el presente trabajo monográfico, estudiaremos el impacto de la minería sobre el medio ambiente, en especial sobre el agua; así también conoceremos el comportamiento de las aguas ácidas en una minería a tajo abierto y subterráneo; así como el tratamiento de las mismas y las técnicas de remediación de dichas aguas.

0.1.

INTRODUCCIÓN

Las aguas ácidas son aguas que se producen como resultado de la oxidación química y biológica de sulfuros metálicos, especialmente pirita o pirrotita, que se pueden encontrar presentes o formando parte de botaderos, relaves, basuras municipales, etc. La oxidación se produce cuando las rocas conteniendo sulfuros son expuestas al aire y al agua. Los drenajes ácidos de minas subterráneas y a cielo abierto son una de las principales fuentes de contaminación de las aguas superficiales y subterráneas por consiguiente del medio ambiente. Este fenómeno puede permanecer por mucho tiempo si no se toman medidas adecuadas como el tratamiento pasivo y activo, cuyo fundamento son los procesos físico, químico y biológico que tiene lugar en los fangos naturales, en las que la reducción bacteriana de los sulfatos y la oxidación e hidrólisis catalizada por bacterias son las actividades más importantes. Esta tecnología se investigó, estudió e implementó en los Estados Unidos, cuyos resultados han sido muy satisfactorios en lo que se refieren a la disminución de los metales disueltos, el aumento del pH y la disminución de sulfatos. En el Perú se viene implementando como parte del Programa de Adecuación y Manejo Ambiental (PAMA) cuyo procedimiento tiene dos fases: De laboratorio y la implementación en el terreno. Los resultados han sido satisfactorios en la Mitigación del Drenaje Ácido de Mina (DAM).

0.2. 0.2.1.

OBJETIVOS: Objetivo General Conocer y relacionarnos con el tema de Aguas Acidas en Minería, ya que nos ayudará para poder desempeñarnos de la mejor manera tanto en cursos que llevaremos más adelante relacionados al tema como en un futuro cuando estemos en el campo de trabajo.

0.2.2. Objetivos Específicos 0.2.2.1.

Conocer los agentes que actúan en la formación de las aguas ácidas.

0.2.2.2.

Conocer las consecuencias que tienen las aguas ácidas en minería.

0.2.2.3.

Verificar y aprender sobre el tratamiento de aguas acidas en minería.

0.2.2.4.

Conocer las técnicas de remediación de aguas acidas en minería.

1.1.

DEFINICIÓN

Son aguas que se producen como resultado de la oxidación química y biológica de sulfuros metálicos, especialmente pirita o pirrotita, que se pueden encontrar

presentes o formando parte de

botaderos, relaves,

basuras municipales, etc. La oxidación se produce cuando las rocas conteniendo sulfuros son expuestas al aire y al agua. Los drenajes ácidos de minas subterráneas y a cielo abierto son una de las principales fuentes de contaminación de las aguas superficiales y subterráneas por consiguiente del medio ambiente. Este fenómeno puede permanecer por mucho tiempo si no se toman medidas adecuadas como el tratamiento pasivo y activo, cuyo fundamento son los procesos físico, químico y biológico que tiene lugar en los fangos naturales, en las que la reducción bacteriana de los sulfatos y la oxidación e hidrólisis catalizada por bacterias son las actividades más importantes.. Esta tecnología se investigó, estudió e implementó en los Estados Unidos, cuyos resultados han sido muy satisfactorios en lo que se refieren a la disminución de los metales disueltos, el aumento del pH y la disminución de sulfatos. En el Perú se viene implementando como parte del Programa de Adecuación y Manejo Ambiental (PAMA) cuyo procedimiento tiene dos fases: De laboratorio y la implementación en el terreno. Los resultados han sido satisfactorios en la Mitigación del Drenaje Ácido de Mina (DAM).

1.2.

GENERACIÓN

Nordstrom y Alpers (1999) describen el proceso de oxidación de la pirita como el principal responsable de la formación de aguas ácidas; esta oxidación se ve favorecida en áreas mineras debido a la facilidad con la que el aire entra en contacto con los sulfuros –a través de las labores mineras de acceso y por los poros existentes en las pilas de estériles y residuos- así como al incremento de la superficie de contacto de las partículas. Dichos autores consideran que los factores que más afectan a la generación ácida son el volumen, la concentración, el tamaño de grano y la distribución espacial de la pirita. Las reacciones que intervienen en la oxidación de la pirita pueden ser representadas por las siguientes cuatro ecuaciones (Skousen et al., 1998; Nordstron y Alpers, 1999; Mills, 1999; USEPA, 1996 y 2000; entre otros).

FeS2 (s) + 7/2 O2 (g) + H2O → Fe2+ + 2 SO4 2- + 2 H+ (1) Fe2+ + 1/4 O2 (g) + H+ → Fe3+ + 1/2 H2O (2) Fe3+ + 3 H2O → Fe (OH)3 (s) + 3 H+ (3) FeS2 + 14 Fe3+ + 8 H2O → 15 Fe2+ + 2 SO4 2- + 16 H+ (4)

En la reacción de oxidación de la pirita (1) se produce Fe2+, SO4 2- e H+. Esta reacción provoca un incremento en el total de sólidos disueltos y un aumento de la acidez, que irá asociado a una disminución del pH. Si el ambiente circundante es lo suficientemente oxidante, entonces muchos iones ferrosos se oxidarán a iones férricos (etapa 2). Por lo general, por encima de un pH alrededor de 3,5, el ion férrico formado precipita mediante hidrólisis como hidróxido (3), disminuyendo por tanto el Fe3+ en solución, mientras que el pH baja simultáneamente. Por último, algunos cationes férricos (Fe3+) que se mantienen en solución, pueden seguir oxidando adicionalmente a la pirita y formar Fe2+, SO4

2- y H+ (4).

Cinéticamente, la oxidación del Fe2+ a Fe3+ es la reacción más lenta a pH ácido. A pH por encima de 4 la velocidad de la reacción aumenta drásticamente, casi todo el Fe está en forma de Fe3+ y precipita como hidróxido (3). A pH por debajo de 4, sin embargo, la mayoría del Fe en solución es Fe2+, aunque la acción bacteriana (Thiobacillus ferroxidans) consigue acelerar el proceso y que progresivamente el Fe2+ pase a Fe3+. Parte del Fe3+ se emplea en oxidar más pirita (4) y parte precipita como hidroxisultatos (schwerimannita a pH entre 3 y 3,5; y jarosita a pH inferior a 3).

La geoquímica de las aguas ácidas de mina es un fenómeno complejo al haber diversos procesos físicos, químicos y biológicos jugando un papel importante en la producción, liberación, movilidad y atenuación de los contaminantes. En el trabajo de Nordstrom y Alpers (1999) se presenta una relación exhaustiva de procesos específicos que se han estudiado, y se ha comprobado que contribuyen en su conjunto en la geoquímica de las aguas ácidas de mina. Estos procesos son los siguientes:  La oxidación de la pirita.  La oxidación de otros sulfuros.  La oxidación e hidrólisis del hierro disuelto y otros metales.  La capacidad neutralizadora de la ganga mineral y roca encajante.  La capacidad neutralizadora de las aguas bicarbonatadas.  La disponibilidad de oxígeno.  La disponibilidad de agua líquida o en forma de vapor.  La localización y forma de zonas permeables en relación con las vías de flujo.  Las variaciones climáticas (diarias, estacionales o episodios de tormentas).  La formación de eflorescencias y su redisolución.

 El calentamiento por conducción y radiación del calor generado en diversas reacciones exotérmicas (oxidación de la pirita, disolución de sales solubles y la dilución de un ácido concentrado).  La temperatura.  La acción de catálisis de las bacterias.  La adsorción microbiana de metales.  La precipitación y disolución de minerales durante el transporte.  Adsorción y desorción de metales durante el transporte.  Fotoreducción del hierro.  La formación de complejos orgánicos.  Los procesos microambientales sobre superficies o entorno a organismos.

Diseño, construcción y evaluación de un sistema en columna a escala de laboratorio para tratar aguas ácidas de mina. La importancia que tiene el problema de la formación de aguas ácidas ha llevado a desarrollar y establecer una serie de ensayos capaces de determinar el potencial generador de acidez de los residuos mineros. La USEPA (1994) en un documento técnico sobre predicción de drenajes ácidos de mina hace un análisis de cada uno de los tipos de ensayos empleados en la predicción del potencial generador de ácido: estáticos, cinéticos y modelos matemáticos. Los ensayos estáticos predicen la calidad de los drenajes mediante la comparación entre la capacidad de neutralización y el potencial de generación ácida. Los ensayos cinéticos se basan en reproducir en el laboratorio los procesos y las condiciones de los lugares de mina que pueden generar acidez, dando información sobre el rango de producción ácida; estos ensayos conducen a confirmar los resultados de los ensayos estáticos, los cuales requieren de mayor tiempo y son más costosos que éstos. Por último, la modelización matemática permite predecir la calidad de las aguas y la generación ácida de los drenajes, mediante la simulación para largos períodos de tiempo de todas las variables y condiciones que afectan a la formación de aguas ácidas.

1.3.

DRENAJES DE AGUAS ÁCIDAS DE MINERIA

1.3.1. PROBLEMÁTICA Muchos autores describen como aguas ácidas de mina a los drenajes con un pH comprendido entre 2 y 4, y altos contenidos de metales disueltos. En relación a estos drenajes ácidos existen informes sobre la mortandad de peces y crustáceos de ríos, afecciones al ganado, y destrucción de cultivos y riberas; siempre asociado a una coloración ocre-amarillenta de los lechos de ríos y lagos afectados, y un incremento de la turbiedad de las aguas. La contaminación que producen los drenajes ácidos de mina ha sido profusamente descrita por numerosos investigadores (Nordstron y Alpers, 1999; Morin y Hutt, 2001; Mills, 1995).

El alcance y la magnitud de estos fenómenos también han sido objeto de atención por parte de diversos organismos y autores. En 1985 la USEPA (United States Environmental Protection Agency) estimó que en Estados Unidos existían cerca de 5x1010 toneladas de residuos mineros con altos contenidos de metales pesados con riesgo de producir drenajes ácidos, y que cada año se venían generando más de 109 toneladas de estériles de mina y residuos de plantas de beneficio que deberían ser tratados para que no generen aguas ácidas.

De igual forma, en 1994, la USEPA en el Documento Técnico Acid Mine Drainage Prediction, incluye información del U.S. Forest Service (1993) en donde se estimaba que en el Oeste de Estados Unidos existían entre 20.000 y 50.000 minas que estaban generando drenajes ácidos que afectaban y contaminaban de 8.000 a 16.000 km de riberas de ríos con metales como cadmio, cobre, plata, cinc y arsénico. Este documento también hace referencia a Diseño, construcción y evaluación de un sistema en columna a escala de laboratorio

para tratar aguas ácidas de mina, un informe de Kim et al. (1982) donde se describe que en el Este de los Estados Unidos existen más de 7.000 km de cursos de aguas superficiales afectados por drenajes ácidos de minas de carbón, cuyo tratamiento es muy costoso y de gran dificultad.

En la última International Conference on Acid Rock Drainage (ICARD 2000), el U.S. Department of the Interior informó que en su Programa de Clausura de Minas tienen localizadas más de 100.000 zonas mineras en estado de abandono con problemas de aguas ácidas, en el mismo evento Canty informa que existen cerca de 16.000 km de ríos y 117 km2 de embalses afectados por drenajes ácidos. En el año 2000 la USEPA llega a estimar la existencia de más de 4.400 km2 de zonas abandonadas por minas de carbón, 15.625 km de cauces de ríos contaminados por drenajes ácidos, 66 km2 de escombreras peligrosas y 3,5 km2 de presas inestables. Este panorama de las aguas ácidas descrito para Norteamérica es extrapolable al resto de países con cierta actividad minera (Reino Unido (Younger, 1997), Canadá (Morin y Hutt, 2001), Australia (Environment Australia, 1997), etc.), de ahí la necesidad de buscar soluciones de fácil aplicación y de bajo coste para reducir esta contaminación, con el fin de salvaguardar el recurso hídrico y el medio físico en el que habitamos.

Como referencia, podemos decir que en el sur de la península Ibérica disponemos de la mayor reserva de piritas del mundo. Su oxidación genera auténticos ríos de aguas ácidas como el Tinto y el Odiel (Huelva), cuya aportación representa el 10 % de la masa mundial de metales descargados a los océanos. 1.3.2. TIPOS DE DRENAJE:  Drenaje ácido de mina (DAM) que son básicamente los drenajes que salen de la mina como consecuencia de la extracción de minerales sulfurosos principalmente la Pirita: Sulfuro de Fierro (SFe) que al momento de oxidarse producen aguas ácidas, que son enviadas a la superficie mediante bombas o desagüe por gravedad.

 Drenaje Ácido de Rocas (DAR) cuando las rocas sulfurosas son expuestas al aire y estas se combinan con el agua de precipitaciones (lluvia, nevada, etc.) producen aguas ácidas dependiendo directamente del tiempo de exposición. Así mismo para satisfacer sus demandas de agua, la minería acude generalmente al agua de lagos, lagunas, ríos o sea, al agua superficial y muy pocas veces a falta de capacidad se recurre a las aguas subterráneas tal como utiliza la Southern Perú en la zona de Vizcachas al noreste de la laguna de Suches. Los impactos o cambios en los acuíferos por acción de laminería son bastante notorios, ya que como dijimos por la acción del bombeo y desagüe de minas existen variaciones del nivel freático y así lo mismo producción de aguas ácidas, en el primer caso existen problemas de escasez de agua en los bofedales, baja del caudal del río y escasez de para la agricultura, así mismo la infiltración de aguas ácidas superficiales puede producir daños a la calidad del agua subterránea.

1.3.3. CALIDAD DE AGUAS DE DRENAJE En los resultados obtenidos del análisis de las aguas se observa una gran variabilidad de condiciones Eh-pH y concentraciones iónicas, lo que ilustra la gran diversidad geoquímica de estos drenajes. No obstante, presentan unas características generales que las diferencian marcadamente de las aguas naturales. Estas características vienen determinadas por el proceso de oxidación de los sulfuros, que afecta en mayor o menor medida a todas las aguas analizadas, como se desprende de las elevadas concentraciones de sulfatos obtenidas (entre 500 y 7500 mg L -1). Durante el período de estudio se registraron valores extremos de pH de 2.1 y 8.0 valores de potencial redox entre 150 y 750 mV, aunque la mayoría de las aguas son de carácter fuertemente ácido (pH entre 2.5 y 3.5) y oxidante (Eh entre 600 y 750 mV). De forma general, estas aguas se caracterizan por la presencia de elevadas concentraciones de Fe, SO4 2+ y H +, derivados de la oxidación de la pirita, y de Si y Al y cationes básicos, derivados de la hidrólisis mineral acelerada en estas condiciones. Los amplios rangos obtenidos para casi todos los parámetros de calidad ponen de manifiesto los distintos orígenes de las aguas, siendo el tipo de material que atraviesan y el tiempo de contacto los factores que determinan su composición. En función de los parámetros físico-químicos se pueden distinguir distintos grupos de aguas cuya calidad se puede relacionar con su procedencia, el grado de influencia del proceso de oxidación de los sulfuros y el grado de neutralización de la acidez generada. Así podemos observar los siguientes grupos principales: 1.3.3.1.

Aguas extremadamente afectadas por la oxidación de los

sulfuros y escasamente neutralizadas. El primer grupo de aguas, que se aparta significativamente del resto, son de carácter fuertemente ácido, oxidantes y de elevada fuerza iónica e incluye las recogidas en las partes más antiguas de la escombrera (área CS). Los valores extremos de pH, Eh y CE han sido de 2.2-3.5, 521-

707 mV y 1.0-6.5 mS cm-1, respectivamente. Paralelamente a estos parámetros, se han registrado concentraciones muy altas de sulfatos (generalmente entre 4500 y 5000 mg L -1, concentraciones ocasionales de hasta 7000 g L -1) y de hierro disuelto (valores medios de Fet entre 700 y 1000 mg L -1, ocasionalmente hasta 1600 mg L -1). Presentan, además, muy elevados contenidos de Si (hasta 54 mg L -1) y Al (hasta 450 mg L -1), lo que refleja el caracter agresivo de estas aguas y su potencialidad para acelerar los procesos de hidrólisis mineral (proceso de acidolisis fuerte). La gran capacidad de generación ácida del proceso de oxidación de la pirita en esta zona se refleja en que las elevadas cantidades de cationes básicos puestos en disolución, principalmente Ca y Mg, para los que se registran concentraciones medias de 320-400 mg L -1 y 150-250 mg L -1, respectivamente, no han sido capaces de neutralizar la acidez del sistema.

1.3.3.2.

Aguas muy afectadas por la oxidación de sulfuros,

moderadamente neutralizadas El segundo grupo de aguas, de características marcadamente diferentes a las anteriores, incluye todas las urgencias de las áreas E1 y E2 en el punto de su afloramiento a la superficie (4 puntos de control). Son de carácter ácido a débilmente ácido (valores medios de pH entre 4.6 y 5.7) y bajos valores de potencial redox (Eh medio entre 200 y 400 mV). Los bajos valores de Eh, claramente inferiores al de aguas superficiales bien aireadas, permiten pensar en su procedencia de zonas profundas poco oxigenadas. No obstante, estas condiciones no inhiben el avance de la oxidación de la pirita como se desprende de las altas concentraciones de sulfatos encontradas, si bien son sensiblemente inferiores a las obtenidas en el grupo anterior de aguas (valores medios entre 2200 y 2900 mg L -1, y concentraciones máximas de 4500 mg L 1).

A pesar de que el pH de estas aguas no es excesivamente bajo mantiene en disolución elevadas cantidades del hierro derivado de la oxidación de la pirita, hecho al que contribuyen los bajos valores de Eh. La concentración de Fet en este grupo de aguas oscila entre 360 y 600 mg L -1, en valores medios, manteniéndose una relación molar SO4 2-:Fet entre 2.7 y 3.8, valores muy cercanos al teórico derivado del proceso de la oxidación de la pirita (SO4 2-:Fe=2:1). Esto indica que no se están produciendo procesos importantes de precipitación de compuestos de hierro durante el camino de afluencia de estas aguas desde zonas profundas a la superficie y/o que existe precipitación de algún tipo de sulfato que también retire este anión de la disolución, de forma que se mantienen las proporciones relativas de ambos. Las concentraciones de Si y Al son generalmente bajas, con valores medios normalmente inferiores a 10 y 1 mg L -1, respectivamente. La carga metálica de estas aguas es sensiblemente más baja que la mayoría de las del área CS, aunque se mantienen en disolución concentraciones elevadas de Mn (valores medios entre 43 y 63 mg L 1). De los cationes básicos destacan las altas concentraciones de Ca, con valores medios entre 423 y 464 mg L -1 y máximos hasta 550 mg L -1, lo que, junto con la menor oxidación pirítica que en el área de Calvo Sotelo, contribuye a explicar la neutralización parcial observada en estas aguas.

1.3.3.3.

Aguas moderadamente afectadas por la oxidación de sulfuros:

El tercer grupo de aguas incluye las recogidas en los canales de circulación general de la zona E2 y todas las recogidas en la zona EH. Las características comunes de estas aguas son: concentraciones medias de SO4 2- entre 1100 y 1900 mg L -1 y valores medios de conductividad entre 1.7 y 2.8 mS cm -1. Estos valores son

sensiblemente más bajos que los encontrados en los dos grupos anteriores, lo que implica un menor grado de influencia de los procesos de oxidación de la pirita y/o un mayor grado de dilución. Dentro de este grupo se pueden distinguir claramente dos subgrupos de aguas que se diferencian entre sí, fundamentalmente, por el grado de neutralización de la acidez generada durante la oxidación. En este sentido se observa un grupo de aguas de carácter muy ácido, aunque en menor medida que las del área CS (No neutralizadas) y otro de carácter neutro (Neutralizadas). 1.3.3.3.1. No neutralizadas Aguas moderadamente afectadas por la oxidación de sulfuros, no neutralizadas: La acidez generada durante la oxidación de la pirita está escasamente neutralizada, presentando valores medios de pH en el rango 3.1-3.5. Son asimismo, de carácter oxidante, similares a las del área CS (valores medios de Eh entre 600 y 700 mV) y mantienen en disolución cantidades relativamente elevadas de hierro, pero siempre muy por debajo de las encontradas en los grupos de aguas anteriores (valores medios generalmente entre 20 y 200 mg L -1 con extremos de 4 y 340 mg L -1). Las relaciones molares de SO4 2-:Fet en disolución son siempre muy superiores a la teórica derivada de la oxidación de la pirita, lo que indica que se está produciendo una marcada precipitación de compuestos de Fe en los canales de circulación de agua, hecho que se refleja en la gran acumulación de oxihidróxidos en los fondos de los canales. Paralelamente a las condiciones de acidez, son elevadas las concentraciones de Si (valores medios entre 11 y 14 mg L -1) y Al (generalmente entre 20 y 30 mg L -1, pero con valores medios extremos de 145 mg L -1), así como de distintos metales pesados.

1.3.3.3.2. Neutralizadas Aguas moderadamente afectadas por la oxidación de sulfuros, neutralizadas: Este grupo de aguas procede de las zonas en las que el material apilado ha sido cuidadosamente seleccionado, habiendo quedado en la mayor parte de esta superficie pizarras de carácter alcalino. En consecuencia, la mayor parte de la acidez generada durante la oxidación de la pirita ha sido neutralizada (valores medios de pH entre 5.7 y 7.1), principalmente a través de la disolución de grandes cantidades de Ca, que presentan en estos puntos las mayores concentraciones de toda la escombrera (valores medios entre 450 y 500 mg L -1). Consecuentemente los niveles de Fe y Al son muy bajos (inferiores a 1.5 y 0.1, respectivamente), así como de la mayoría de los metales pesados (Zn, Co, Ni, Cu y Pb). Sin embargo, mantienen en disolución concentraciones elevadas de Mn (entre 19 y 51 mg L -1) y, puntualmente, de Cd que llega a alcanzar concentraciones medias de 58 µg L -1, lo que se ve favorecido por los relativamente bajos valores de potencial redox (382-426 mV).

1.3.4. TRATAMIENTO PASIVO DE DRENAJES: Los métodos de tratamiento convencionales o activos de aguas ácidas tienen un coste elevado, por lo que no pueden ser mantenidos por un período prolongado una vez finalizada la vida de la mina. Máxime teniendo en cuenta que el problema de las aguas ácidas pueden perdurar, según las estimaciones de Younger (1997), varios cientos de años. En la última década se han investigado diversos métodos de tratamiento pasivo y se ha comprobado que dan buenos rendimientos en la neutralización del pH y en la eliminación de metales pesados. Además, requieren poco mantenimiento y su bajo coste puede ser asumido durante largos períodos de tiempo (de 20 a 40 años) una vez clausurada la instalación minera (Watzlaf, 1997b). Los métodos de tratamiento pasivo se basan en los mismos procesos físicos, químicos y

biológicos que tienen lugar en los humedales naturales (wetlands), en donde se

modifican

favorablemente

ciertas

características

de

las

aguas

contaminadas, consiguiendo la eliminación de metales y la neutralización del pH. Entre los métodos pasivos que más se han utilizado destacan los humedales aerobios, los humedales anaerobios o balsas orgánicas, los drenajes anóxicos calizos (ALD, Anoxic Limestone Drains), los sistemas reductores de sulfato y producción de alcalinidad (RAPS, Reducing Alkalinity Producing Systems) y las barreras reactivas permeables cuando son aguas subterráneas (PRB, Permeable Reactive Barriers). En la práctica estos métodos se emplean solos o combinados, dependiendo del tipo de drenaje ácido y de los requerimientos del tratamiento.

En cuanto a los costes unitarios de los sistemas de tratamientos pasivos para aguas ácidas van a depender de una amplia serie de factores, pero a modo de ejemplo se pueden citar los costes de algunos sistemas experimentales. La USEPA (1996) informa que la Tennessee Valley Authority en la construcción de humedales aerobios para tratar drenajes ácidos de minas de carbón ha obtenido costes entre 3,58 US$/m2 y 32,08 US$/m2, y el Bureau of Mines de 10 US$/m2. En el caso de humedales anaerobios construidos en Colorado (EEUU) se ha estimado un coste de 570 US$/m3. La USEPA (2000) en Coal Remining BMP Guidance referencia un coste total de 90.014 US$ para un sistema ALD construido en 1994 y diseñado para 30 años. Ziemkiewicz et al. (2000) estiman el coste total de cuatro RAPS construidos en Pennsylvania (EEUU), entre los años 1991 y 1996, obteniendo cifras entre 17.000 y 72.000 US$, para un período de vida de 20 a 30 años.

En Estados Unidos desde hace más de 15 años muchos investigadores y organismos oficiales vienen desarrollando con buenos resultados el empleo de sistemas de tratamiento pasivo para drenajes ácidos de mina. Entre 1984 y 1993 el U.S. Bureau of Mines estudió 13 humedales destinados al tratamiento de drenajes ácidos de minas de carbón, alcanzándose

eliminaciones superiores al 85 % de los metales. En 1985 junto con la Tennessee Valley Authority construyeron 14 humedales para tratar drenajes ácidos procedentes de plantas mineras de carbón, consiguiendo incrementar el pH de 3,1 a 6,7 y una reducción para el Fe de 69 a 0,9 mg/l y para Mn de 9,3 a 1,8 mg/l (USEPA, 1996).

De igual forma entre 1987 y 1990 la USEPA encargó a la Colorado School of Mines realizar unos estudios teóricos para el diseño de humedales dedicados a la eliminación de metales de aguas ácidas de mina. Una vez concluido este proyecto se publica un manual: Handbook for Constructed Wetlans Receiving Acid Mine Drainage (Wildeman et al., 1993), en el que se describen numerosos casos de laboratorio y de campo, la filosofía de funcionamientos alcanzados en el tratamiento de aguas ácidas con elevados contenidos metálicos, así como los costes de construcción y operación de estos sistemas.

El nivel alcanzado con este tipo de tratamientos es tal que en la guía Best Management Practices elaborada por el Departamento del Agua de la USEPA, en la que se hace un inventario exhaustivo de áreas afectadas por drenajes ácidos de minas de carbón y que requieren su remediación, se recomienda el uso de tecnologías de tratamientos pasivos (humedales, RAPS, ALD y otros) por su reducido coste y gran eficacia, y llegan a proponer la incorporación de estos sistemas en los planes de restauración y clausura de las minas en operación (USEPA, 2000). En Canadá también se vienen aplicando sistemas pasivos en el tratamiento de drenajes ácidos. Entre 1990 y 1993 se construyeron dos humedales anaerobios experimentales para tratar las aguas ácidas de la mina de cobre Bell Copper (British Columbia). En los dos sistemas se incrementó el pH desde 3 hasta 6-8 y se lograron reducciones del 40 % y del 80 % de Cu con un tiempo de retención de 12 y 23 días, respectivamente. El rendimiento mejoraba al incrementarse el tiempo de retención y disminuía al descender la temperatura como reflejo de una menor actividad biológica (Sobolewski, 1996).

En el norte de Australia (Darwin, Adelaide y Katherine) a inicios de los 90 se estudian las mejoras en la calidad de los drenajes ácidos provenientes de minas de oro, uranio y polimetálicas, con humedales construidos por diferentes empresas mineras. Aunque en la mayoría de los casos no superan los 10 años, se ha demostrado la viabilidad de la aplicación de estos sistemas en climas de marcados contrastes térmicos. En la mina de oro Tom’s Gully se ha logrado reducir en más del 90 % las concentraciones de As, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Pb y U, y cerca del 75 % la del Mn (Noller et al., 1994). También en 1995 se construyeron humedales a escala piloto para tratar los drenajes ácidos de la mina de carbón Gregory, en Queensland.

En esta región de moderada pluviometría (2000 mm) se han conseguido bajar los niveles de sulfato e incrementar el pH de 3,3 a 5,4-6,7, existiendo la Diseño, construcción y evaluación de un sistema en columna a escala de laboratorio para tratar aguas ácidas de mina necesidad de diseñar humedales de flujos subsuperficiales o sistemas RAPS para maximizar la eliminación del sulfato y minimizar la evaporación (Tyrrell et al., 1997). En Europa también se ha empezado a experimentar con estos sistemas. Así en el Reino Unido existen más de 14 humedales operando con sistemas de producción de alcalinidad, procesos aerobios y anaerobios, o una combinación de éstos. Están dedicados al tratamiento de aguas ácidas de minas de carbón, donde se ha llegado a eliminar más del 50 % de Fe. En febrero de 1995 se construyó en Quaking Houses de Durham (Inglaterra) el primer humedal anaerobio de Europa, consiguiéndose reducir en un 70 % la acidez del agua (9,6 g/m2día) y en un 62 % su contenido en Fe. De igual forma en abril de 1998 se construyó el primer RAPS en Pelenna (Gales), en el que se logró eliminar entre un 72-99 % de Fe con un tiempo de retención del agua en el sistema de 14 horas (Younger, 1997 y 1998). En junio de 1998, en el sur de Noruega, se construyó a escala piloto un sistema de humedales aerobios y anaerobios para tratar los drenajes ácidos de presas de residuos de la mina de níquel Storgangen. Para un caudal de 35

l/min y un tiempo de retención de 10 horas se eliminaba cerca del 98 % de Ni, observándose en invierno una disminución en la reducción de Ni de 35 a 71 % y en verano un incremento de 64 a 99 %. También se consiguieron buenos resultados en la eliminación de Al (96 %), Cu (98 %), Cd (98 %), Zn (99 %) y Cr (64 %)(Ettner, 1999).

También en España en los últimos años se vienen realizando ensayos con este tipo de tratamientos. Así, para tratar el agua de mina que empezó a surgir en 1995 por una galería de acceso de la mina Troya, cerrada antes de lo previsto en 1993, se viene utilizando la balsa de decantación de estériles a modo de humedal aeróbico. Las aguas de mina se conducen mediante un canal a la antigua balsa de decantación, aún con capacidad por el cierre prematuro, donde los metales disueltos se oxidan e hidrolizan, precipitando como oxihidróxidos en el pH neutro de esta agua (Iribar et al., 1999). En la Universidad de Oviedo se experimentó a escala de laboratorio con un sistema combinado de RAPS y un humedal con caliza, compost y plantas (Tipha latifolia), en el que se lograron reducciones de cerca del 65 % para la acidez, 100 % de Al 27 % de Mn y 99,5 %de Fe. El RAPS fue ineficaz en la retención del sulfato obteniéndose un 32 % exclusivamente en el humedal. El pH a través de este sistema se incrementó de 3 a 7 (Ordóñez et al.,1999). En los últimos años (desde 1998) se viene experimentando en la mina de lignito de Meirama (La Coruña) con dos líneas de tratamiento. La primera es de flujo horizontal, compuesta por balsa orgánica y ALD, en la que se consigue eliminar un 82 % de Fe y cerca del 89 % de Al, y llevar el pH a neutralidad. La segunda línea es de flujo vertical y está formada por un RAPS y humedal aerobio, en donde se logra incrementar el pH hasta 5,4 y unas eliminaciones del 57% de Fe y 50 % de Al (Mataix, 1999).

2.1.

GESTIÓN PREVENTIVA DE AGUAS ÁCIDAS

Cuando existe riesgo de generación de aguas ácidas, con el fin de eliminar o, al menos, minimizar su aparición, debe- rían tenerse en cuenta los siguientes criterios de diseño y gestión del riesgo: 1. Prevenir y minimizar la generación de aguas

ácidas:

Planificar

adecuada- mente la actividad y su entorno, caracterizando (sistemáticos

los o

posibles

accidentales),

efluentes así como sus

efectos sobre el medio. 2. Detectar

y

caracterizar

concentraciones), generadores

de

tanto

(caudales

y

posibles focos

contaminación

(equipos

o

actividades), como puntos de vertido (continuo o accidental) 3. Actuar con rapidez y eficacia en la construcción de barreras. Concentrar los efluentes y aislarlos del entorno. 4. Controlar la red hidráulica del entorno de forma continua,

espacio-temporal, de acuerdo con

valores guía. 5. Realizar el tratamiento de las aguas ácidas (caso de producirse). 6. Regenerar el medio. 7. Cuantificar los efectos. La prevención de la contaminación derivada de las actividades mineras se relaciona, estrechamente, con los métodos de explotación, el aporte de aguas (superficiales y subterráneas) y el trata- miento de las mismas.

Con respecto a las formas de actuar, cabe distinguir aquellas acciones que se orientan hacia el objetivo de reducir la formación de contaminantes, y aquellas otras que implican el tratamiento de las aguas contaminadas. En general, la actuación no se ciñe a un sólo procedimiento, sino que es combi- nación de varios, y se acomete en función del problema específico a resolver, ya que su eficiencia puede ser muy diferente de unos casos a otros. Los métodos preventivos (Fig 3) se basan en la eliminación de alguno de los elementos esenciales en la generación de aguas ácidas (sulfuro, oxígeno, humedad o bacterias catalizadoras) tales como:  Impermeabilización de escombreras, cauces y áreas de riesgo potencial.  Construcción de socavones de desagüe y canales perimetrales.  Sellado de comunicaciones con el subsuelo.  Depósitos subacuáticos e inundación, enmienda con materiales neutralizadores.  Adición de bactericidas (sulfato de lauril sodio, benzoato de potasio, etc.) y enmiendas.  La

elección

condiciones

entre

uno

u

otro

(origen, desagüe,

método, depende

grado

de

de

actividad,

las etc.),

características (físicas y químicas) y carácter (permanente y temporal) del efluente, así como espacio disponible. Donde es imposible evitar la oxidación de los sulfuros, la estrategia preferible es aislar los materiales que entrañan mayor riesgo y retener los productos de la oxidación para minimizar el daño ambiental. La opción menos deseable es tratar los drenajes ácidos resultantes y corregir los impactos que éstos generen. Sea como fuere, es muy importante planificar las operaciones de prevención efectiva de la contaminación, desde el inicio de la investigación minera, hasta

el abandono de la explotación y, para ello, se requiere un conocimiento profundo de la hidrogeología del sector afectado, para prever los mecanismos de transferencia de los contaminantes hasta el sistema acuífero. Pero no se puede perder de vista que, con respecto a la prevención de la contaminación, sólo se ha tomado conciencia en los últimos años, y que, con anterioridad, la minería se ceñía a conseguir la máxima económica

recuperación

del mineral, sin prestar mucha atención a la contaminación

misma. Esta pre-planificación permite evitar, o al menos contaminación,

minimizar,

la

si ésta se produce. Existen en la actualidad técnicas

adecuadas para la manipulación o el tratamiento corrector de dichas aguas, aunque a menudo dichas soluciones son complejas de aplicar, que precisa de asesoramiento experto en la materia. 2.2.

TRATAMIENTO INSITU

Las técnicas de tratamiento in situ son las que se aplican sin necesidad de trasladar el suelo o el agua subterránea afectados por el problema. Suelen ser de utilidad cuando el problema afecta a un volumen muy importante del suelo, que haga inviable su aislamiento y su tratamiento ex situ, o cuando éste supone un coste económico que lo hace inviable, ya que el tratamiento in situ suele implicar un menor coste económico. El tratamiento in situ puede ser de dos tipos: biológico o físico-químico. Las técnicas de remediación in situ de carácter biológico son dos: biorremediación y fitorremediación. La biorremediación consiste en utilizar microorganismos (bacterias) para resolver o mitigar el problema, y es especialmente efectiva en el tratamiento de contaminantes orgánicos, incluido el petróleo. Para que las bacterias puedan eliminar las sustancias químicas dañinas, el suelo y las aguas subterráneas deben tener la temperatura, los nutrientes y la cantidad de oxígeno apropiados. Esas condiciones permiten que las bacterias crezcan y se multipliquen, y asimilen más sustancias químicas. Cuando las

condiciones no son las adecuadas, las bacterias crecen muy despacio o mueren, o incluso pueden crear sustancias químicas más dañinas. Si las condiciones del área no son las adecuadas, se intenta mejorarlas. Una manera de hacerlo es bombeando aire al interior del suelo, así como nutrientes u otras sustancias, como la melaza. A veces se añaden microbios si no los hay. Las condiciones adecuadas para la biorremediación no siempre se logran bajo la tierra. En algunas áreas el clima es muy frío o el suelo es demasiado denso. En esas áreas se puede recurrir a excavar y sacar el suelo a la superficie, donde la mezcla del suelo se calienta para mejorar las condiciones. También, pueden añadirse los nutrientes necesarios, o puede añadirse oxígeno revolviendo la mezcla o haciendo pasar aire a presión a través de ella. Sin embargo, algunas bacterias funcionan sin oxígeno (anaeróbicas). Con la temperatura adecuada y la cantidad necesaria de oxígeno y nutrientes, las bacterias pueden hacer su trabajo de “biocorregir” las sustancias químicas. A veces mezclar el suelo puede hacer que las sustancias químicas dañinas se evaporen antes de que las bacterias puedan mediar con ellas. Para evitar que esas sustancias químicas contaminen el aire, se puede mezclar el suelo dentro de tanques o edificaciones especiales, donde las sustancias químicas que se evaporan se pueden recolectar y tratar. Los microorganismos pueden ayudar a eliminar la contaminación de las aguas subterráneas, al igual que del suelo. En este caso, el agua se mezcla con nutrientes y aire antes de que ser reinyectada al terreno. También pueden bombearse nutrientes y aire por los pozos, de forma que la mezcla se produzca directamente en profundidad. Los nutrientes y el aire añadidos ayudan a las bacterias a biorremediar las aguas subterráneas. Una vez que se han eliminado las sustancias químicas dañinas, las bacterias ya no tienen “comida” disponible y mueren. La biorremediación es muy segura, ya que depende de microbios que existen normalmente en los suelos. Esos microbios son útiles y no representan un peligro para las personas en el sitio o la comunidad. Además, no se emplean sustancias químicas peligrosas. Los nutrientes que se añaden para que las bacterias crezcan son fertilizantes de uso corriente

en el césped o el jardín. La biorremediación transforma las sustancias químicas dañinas en agua y gases inofensivos y, por lo tanto, las destruye totalmente. Como principales ventajas de esta técnica podemos indicar:  Es una técnica in situ, lo que evita la necesidad de extraer el suelo, e incluso el contacto de los trabajadores con el suelo o agua contaminados.  Evita la liberación de gases dañinos al aire y se generan muy pocos residuos.  Generalmente esta técnica no requiere tanto equipamiento ni trabajo como la mayoría de los métodos alternativos. Por lo tanto, suele resultar más económica. Como inconvenientes, se pueden citar los siguientes:  No es de aplicación más que para la descontaminación de hidrocarburos biodegradables.  No suele ser efectiva más que en condiciones relativamente superficiales.  Presenta factores intrínsecos que la hacen completamente inviable en determinados casos. La fitorremediación es una técnica biológica que en el detalle se puede subdividir en varios aspectos, que corresponden a distintas posibilidades de aplicación de las plantas a la remediación de problemas producidos por la contaminación (ver tabla).

Ventajas

Limitaciones Fito extracción

Consiste en el empleo de plantas hiperacumuladoras, capaces de extraer los metales pesados contenidos en el suelo.

Las hiperacumuladoras de metales suelen ser de crecimiento lento, poco La planta debe ser capaz de producir bioproductivas y con sistema radicular biomasa abundante en poco tiempo.

somero. La biomasa producida hay que almacenarla

o

procesarla

adecuadamente. Fitoestabilización Consiste en el uso de plantas metalófitas endémicas/nativas y de mejoradores de sustrato adecuados para estabilizar física y químicamente sustratos ricos en metales. Hace

innecesaria

la

excavación

/

eliminación del suelo, es menos costosa y

menos

agresiva.

posibilidades

de

Mejora

las

restauración

del

ecosistema.

A menudo requiere fertilización o modificación

del

suelo.

Requiere

mantenimiento del suelo a largo plazo, para evitar la formación de lixiviados.

Fitovolatilización Consiste en la extracción del contaminante del suelo por la planta y su emisión a la atmósfera a través de su sistema metabólico. Transforma

los

contaminantes

formas menos tóxicas.

en

El contaminante o un derivado tóxico pueden acumularse en la vegetación, pasando a frutos o partes comestibles.

Fitofiltración / rizofiltración Consiste en el uso de plantas terrestres y acuáticas para absorber, concentrar, y precipitar contaminantes de medios acuáticos. El pH del medio debe controlarse en continuo para optimizar la captación Puede ser “in situ” o “ex situ”, y es del

metal.

Es

necesario

controlar

aplicable tanto en sistemas terrestres procesos de especiación e interacciones como acuáticos.

entre especies que puedan darse en el medio. Funciona como un birreactor, y requiere mantenimiento intensivo.

2.3.

ALMACENAMIENTO EN HUECOS MINEROS DE SUPERFICIE

La mejor forma de evitar la oxidación de los materiales piríticos es su almacenamiento en condiciones anóxicas, es decir: bajo agua (al menos a 1.20 m de profundidad). Para ello se requiere conocer el volumen disponible en cada embalse, por debajo de la cota máxima de agua admisible, información que podrá conseguirse mediante batimetría. En todo caso, hay que tener en cuenta si existe algún problema geotécnico de estabilidad y de evacuación de máximas lluvias (balance hídrico), que deberá ser resuelto previamente. Un procedimiento de actuación, que podría evitar problemas de estos depósitos de estériles (generación de aguas ácidas, degradación superficial del suelo, e impacto paisajístico), consiste en su reintroducción en las minas subterráneas, y su posterior inundación controlada. Para analizar las posibilidades que ofrece esta opción será necesario determinar los emplazamientos, en la minería subterránea, que pudieran reunir condiciones adecuadas para este almacenamiento, en minas que esté previsto su abandono definitivo e inundación. Estos huecos mineros existentes deberán cubicarse, al tiempo que tendrá que ser analizada la viabilidad técnica de reintroducción de los estériles. El aire no debe acceder al hueco minero, con lo cual cesa la producción de agua ácida, al evitarse la oxidación de la pirita. Hay que tener en cuenta que si los hastiales de cualquier galería subterránea contienen sulfuros, se produce la oxidación directa, durante la explotación, por acción conjunta del aire y el agua. Los productos que se forman son ácido sulfúrico y depósitos metálicos solubles, que dan lugar a costras y sedimentos de vivos colores. Esta oxidación puede penetrar profundamente en la roca, a través de las fracturas mineralizadas. Cuando la mina se inunda, los productos de oxidación pueden afectar al agua allí almacenada. Esto explica que la calidad de los efluentes de una mina inundada mejore muy lentamente, ya que el agua que produce la mina no será de buena calidad hasta que no haya sido desalojada toda el agua contaminada

contenida en ella, y ello requiere, normalmente, un período de muchos años. Aunque la inundación reducirá la posterior oxidación de los sulfuros, puede contribuir a la contaminación, en algunos casos, al incorporar a minerales oxidados previamente, o al producirse un aporte de aguas ya mineralizadas que fluyan hacia los acuíferos, o a la escorrentía superficial. Una opción, que debe ser analizada para confinar, al menos, una parte de los depósitos de estériles reactivos, es la referente a la utilización de excavaciones realizadas en superficie para la explotación minera o para extraer materiales de relleno para la minería subterránea. Los aportes de agua a los huecos mineros tienen una clara dependencia de las aguas superficiales. En estas condiciones es indudablemente que la mejor forma de reducir el aporte de aguas ácidas, a las labores mineras, consiste en disminuir el acceso de aguas superficiales a favor de las vías de circulación, que básicamente son las propias labores mineras y las fallas subverticales. Se requiere para ello:  Cubicar estos huecos hasta alcanzar una morfología superficial adecuada.  Estudiar las características hidrogeológicas del entorno.  Analizar la integración morfológica en el paisaje.  Calcular los volúmenes de materiales de baja permeabilidad y no reactivos, necesarios para recubrir a los estériles aquí apilados.  Localizar áreas que puedan aportar materiales litológicos de recubrimiento de las calidades requeridas.  Estudiar, como alternativa, el empleo de geomembranas de recubrimiento, cubiertas por materiales inertes.  Estudiar y definir la cobertera vegetal adecuada, para estabilización, lucha contra la erosión, e integración paisajística.  Por supuesto toda posibilidad de actuación tiene que tener en cuenta los nuevos volúmenes de estériles que proporcionará la reanudación de la actividad minera, caso de que así se decida y, en cualquier caso,

tiene que evitar invalidar cualquier opción de actividad minera futura.

2.4.

ELIMINACIÓN POR EVAPORACIÓN

Las aguas ácidas almacenadas en balsas, están sujetas a los procesos naturales de precipitación-evaporación, en superficie libre de agua. En todo caso, y a efectos de establecer balances hídricos, conviene cuantificarla (mediante pluviómetro y tanque evaporimétrico, con la precaución de que el agua colocada en este equipamiento sea semejante al agua embalsada, ya que la tasa de evaporación depende de la salinidad total del agua). Además de esta evaporación, en embalses, los volúmenes evaporados se pueden incrementar mediante aspersores, que micronicen el agua en pequeñas gotas en contacto con el aire. En la ubicación de estas áreas de evaporación intensa, hay que tener en cuenta que el fenómeno de la evaporación está muy relacionado con el viento(oreo), por lo que estos aspersores deben situarse, siempre que sea posible, en superficies abiertas, donde corra el viento sin obstáculos, cuidando que no se produzcan aportes no deseables hacia el entorno.

2.5.

PROGRAMA DE VIGILANCIA Y CONTROL

Puede entenderse como tal todo programa de auscultación continua, que permita definir, en cualquier momento, las causas de los cambios de calidad de las aguas, las fuentes de contaminación existentes o potenciales, y la predicción de la naturaleza de los futuros cambios de calidad. Desgraciadamente, tal control sólo incluye con frecuencia el muestreo de pozos o manantiales, y así se incluye como única práctica a realizar en muchos programas de auscultación.

3.1.

NEUTRALIZACION

La neutralización es el método más común de tratamiento de aguas residuales y es de operación simple. La neutralización de efluentes empleando cal, permite aumentar los niveles de alcalinidad de las aguas, hasta obtener un efluente neutro que cumpla con los LMP. Las aguas de mina y las de algunos procesos metalúrgicos contienen cierta acidez, lo que facilita la disolución de elementos químico, convirtiéndose en problemas de contaminación. Dentro de las principales tecnologías de neutralización de la acidez y remoción de los metales pesados se tienen:  Precipitación con lechada de cal  Adsorción con carbón.  Intercambio iónico  Osmosis reversible  Electrodiálisis  Ozonización.  Ingeniería de pantanos. La segunda, tercera y cuarta tecnología son más bien costosas y también generan otros efluentes que requieren ser tratados. La Electrodialisis y la Ozonización son métodos relativamente nuevos que están siendo probados y que aparentemente resultaran costosos. La tecnología de ingeniería de pantanos consiste en almacenar grandes cantidades de lodos, pero, es sensible a las altas concentraciones de metales pesados.

La precipitación de metales pesados con cal, es bastante conocida y es la menos costosa. 3.1.1. NEUTRALIZACIÓN CON LECHADA DE CAL Se aplica especialmente para soluciones de agua de mina ácidas usándose como neutralizante, primero, caliza si el agua es muy ácida y luego lechada de cal. Esta tecnología garantiza precipitar en forma de hidróxidos a los elementos zinc, plomo, fierro, cobre, manganeso, níquel, entre otros. Con pequeñas modificaciones precipita sostenidamente elementos altamente perjudiciales como cromo, cadmio, selenio, y las que se exigen para el agua potable, aunque este no es el caso para la mayor parte de los problemas minero metalúrgicos. Las principales reacciones químicas que caracterizan al proceso de neutralización se presentan en las ecuaciones químicas siguientes: M2 + SO2- + Ca+2 + 2 (OH)- - 2 (H2 O) à M (OH)2 +Ca SO4*2(H2O) 2(M)-3 + 3(SO4)2- +3(Ca)2- +6(OH)- +6(OH)- +6H2Oà 2M(OH)3 +3CaSO24*2(H2O) La reacción de oxidación del hierro ferroso a hierro férrico es representada por la siguiente ecuación química: 4Fe2+8(OH)-+O2+2(H2O) à 4Fe3+ + 12(OH)Esta oxidación es para formar compuestos más estables y no permitir la redisolución que ocasiona también la redisolución de otros elementos pesados

perjudicando

la

calidad

del

efluente

liquido

tratado.

El costo efectivo de este tratamiento varia de US$0.50/m siendo el precio de la cal el determinante en el costo total, pues es un reactivo realmente

costoso. Un factor importante es el porcentaje de sólidos con que sedimentan los lodos en el proceso de neutralización y ello depende del tipo de sulfato de calcio formado con una o mas moléculas de agua lo cual dependerá de los parámetros del procesos y de la concentración de los iones sulfato presentes en el efluente tratado; estos precipitaran como compuestos tipo “gypsum”. Para el proceso de neutralización de efluentes líquidos ácidos utilizando lechada de cal, existen tres métodos: A. El primero método es conocido como el proceso de neutralización simple. El cual es el tratamiento en la forma más simple de neutralización con lechada de cal (adición de cal efluentes, agitación y sedimentación dentro de una poza de relaves). Se caracteriza principalmente por:  Mínima inversión  Bajo costo de operación.  Produce lodos sedimentados con 2.4 a 5 0% de sólidos, ocupando grandes volúmenes en la poza de decantación.  La estabilidad de los lodos decantados es cuestionable a largo plazo.

B. El segundo método conocido como el proceso de los lodos de baja densidad (low density, LDS), utiliza en el proceso de neutralización, además de cal y agitación, la inyección de aire para la oxidación del hierro ferroso a hierro y los lodos son sedimentados en un clarificador. Se distingue por:  Una moderada inversión.  Costo de operaciones también moderadas.

 Produce lodos sedimentarios con 5-10% de sólidos.  Genera buena calidad de agua.  Los lodos generados tienen una buena estabilidad química y física. C. El tercer método es llamado de lodos de alta densidad el cual se caracteriza por el uso durante la neutralización con cal de aire para la oxidación del Fe ferroso a Fe férrico y la recicurlación parcial de los lodos sedimentados en un clarificador en la etapa de neutralización, destacándose este método por :  Más bajos costos de operación en el largo plazo.  El volumen que ocupan los sólidos decantados es alrededor del 1% al 5% del volumen que ocupan los otros dos métodos.  Se genera una mejor calidad de agua  Los lodos producidos son superiores en cuanto a la estabilidad química y física llegando a tener entre 25-30% de sólidos en clarificados y aproximadamente el 50% en la poza de almacenamiento. 3.1.2. PROCESOS TÍPICOS DE NEUTRALIZACIÓN Mezclar efluentes ácidos y alcalinos en un ecualizador y disponer de alguna capacidad de retención de cargas fuertes en ácido o álcali. Si la actividad industrial del caso genera desechos tanto ácidos como alcalinos, se deben utilizar tanto la acidez como la alcalinidad excedentes para producir un efluente neutro.  Neutralizar ácidos en lechos de caliza. La caliza se da en forma natural como piedras y tal nombre se refiere al carbonato de calcio; la disolución del carbonato genera alcalinidad. Los lechos pueden ser tanto de flujo ascendente como descendente, la tasa de carga de diseño -sin información adicional de laboratorio- es del orden de los 4*10-2m3/(min*m2); esta tasa está definida por las constantes de la

caliza y por el tiempo de residencia típico de neutralización de caudales ácidos del tipo industrial.  Si hay ácido sulfúrico, la concentración de ácido no debiera exceder un 0,6% de H2SO4 para no formar una capa excesiva de CaSO4 (no reactiva) y se debe vigilar que la evolución de CO2 no sea excesiva (pues produce un efecto tampón)  Mezcla de ácidos con lodos de cal. Se suele llamar "cal" al hidróxido de calcio, también citado como "cal viva" (cuando la "cal apagada" es el óxido de calcio). El grado de neutralización dependerá del tipo de cal utilizada. Si hay una fracción magnésica, la reacción de neutralización es muy rápida y llega a pH bajo 4,2. El diseño depende de

la

curva

de

titulación

de

la

cal

a

utilizar.

(

)

La reacción de la cal se acelera -como muchas otras- por calor y por agitación física. En sistemas altamente reactivos, se requieren unos diez minutos. La cal se utiliza en lodos al 8 a 15 %. Otros agentes neutralizantes (alcalinos) típicos son el NaOH, el Na2CO3 o el NH4OH.  Residuos alcalinos, también llamados básicos. Se puede utilizar cualquier ácido fuerte. Por consideraciones prácticas, la elección se limita a considerar el ácido sulfúrico (en la máxima dosis tolerable sin exceder la norma de descarga de sulfatos) y el ácido clorhídrico (para completar la neutralización). La reacción es prácticamente instantánea, pero el grado de mezcla no es instantáneo. Si se dispone de gases de combustión con CO2 en el orden del 14%, se puede burbujear este gas en la solución alcalina. El CO2 establece un equilibrio con gas carbónico, HCO3- cuya capacidad ácida se utiliza para neutralizar la carga alcalina. La reacción es naturalmente- más lenta que la de los ácidos fuertes en fase líquida pero suele ser de mucho menor costo y aporta –aunque mínimamente- al abatimiento de la carga atmosférica de gases invernadero.

3.1.3. SISTEMAS UTILIZADOS PARA NEUTRALIZACIÓN Para flujos por debajo de unos 400 m3/día, se suele operar en modo estático (discontinuo, batch); los sistemas estáticos pueden tener controladores automáticos o ser operados manualmente. Si el flujo excede los 400 m3/día, la regulación de pH se realiza en línea, mediante controladores automáticos. Si se opera en línea, es importante obtener un buen grado de homogeneización de la solución. La agitación por aire requiere tasas de 0,3 a 0,9 m3 de aire/minuto/m2 de tanque. La agitación mecánica requiere de unos 0,4 HP/m3. 3.1.4. CONTROL AUTOMÁTICO DE NEUTRALIZACIÓN El control de pH es difícil. La razones se relacionan con:  La alta no linealidad entre flujo de neutralizante y cambio de pH del caudal a neutralizar.  El pH de un efluente industrial puede variar con cinéticas tan altas como 1 unidad de pH por minuto.  El flujo puede duplicarse en unos pocos minutos.  Una pequeña dosis de neutralizante debe mezclarse con una cantidad relativamente enorme de líquido en un lapso breve Normalmente, se debe recurrir a controladores a pasos (o en etapas). Por ejemplo, llevar primero a un pH en torno a 5 y después a 6,5 (suponiendo, por ejemplo, que se desea llegar a 6,5 desde 2,0). 3.2.

LA CAL

La cal es un término genérico que incluye únicamente a los óxidos e hidróxidos fabricados mediante procesos industriales que implican la calcinación de rocas de alto contenido de calcio, dolomitas o magnésicas. Esta definición no incluye a la piedra caliza u otros carbonatos, simplemente triturados finamente, que comúnmente mucha gente denomina "cal".

Las fórmulas básicas involucradas en la producción de cal viva e hidratada son las siguientes:

• Roca Caliza + Calor  Cal Viva + Dióxido de Carbono • Cal Viva + Agua  Cal Hidratada + Calor (vapor) 

OXIDO DE CALCIO O CAL VIVA ()

Producto resultante de la calcinación de la piedra caliza en hornos a temperaturas próximas a los 1000º C. Está compuesto principalmente de óxidos de calcio y magnesio. En base a sus análisis químicos, las cales vivas pueden ser divididas en tres grandes grupos:  Cal viva de alto contenido de calcio: Aquella que esta constituida por alrededor de 95% de óxido de calcio (CaO) y menos de 5 % de óxido de magnesio (MgO) La producción de cal viva de alto contenido de calcio requiere de una roca caliza de alto contenido de calcio y una eficiente calcinación. Su producción sigue la siguiente secuencia química: CaCO3 + Calor  CaO + CO2 ¬ (gas)  Cal viva de dolomítica: Aquella que está constituida por alrededor de 40 % de óxido de magnesio (MgO) y 57% de óxido de calcio (CaO) La producción de cal viva dolomítica requiere de una roca caliza dolomítica de alta pureza en calcio y magnesio. Su producción sigue la siguiente secuencia química: CaCO3 MgCO3 + Calor  CaO • MgO + 2CO2 ¬ (gas)  Cal viva magnésica: Aquella que está constituida por un 5 a 35% de óxido del magnesio y 60 a 90% de óxido de calcio. La cal viva de

magnésica es relativamente escasa y sólo está disponible en muy pocos lugares. 

HIDROXIDO DE CALCIO O CAL HIDRATADA

La Sociedad Americana para la Prueba de Materiales (ASTM) define al Hidróxido de Calcio como, "un polvo seco, blanco, obtenido del tratamiento de la cal viva con agua, hasta satisfacer su afinidad química con ésta, bajo un proceso denominado como hidratación". La composición química de cal hidratada generalmente refleja la composición de la cal viva de que se deriva y de su método de hidratación. En general existen tres clases de cal hidratada:  Cal hidratada de alto contenido de calcio: Aquella que es producida partiendo de una cal viva de alto contenido de calcio. Contiene de 68 a 74% de óxido del calcio y 23 a 24% de agua en combinación química con el óxido del calcio. CaO + H2O  Ca(OH)2 + Calor ¬ (vapor)  Cal hidratada dolomítica tipo N: Aquella que es producida partiendo de una cal viva dolomítica e hidratada a presión atmosférica normal; en este caso, el contenido de óxido de calcio se hidrata completamente pero, el contenido de óxido de magnesio se hidrata parcialmente, por lo general, una fracción que oscila entre el 5 y 20%. Normalmente el hidróxido de calcio dolomítico tipo N está compuesto de 46 a 48% de óxido del calcio, 33 a 34% de óxido de magnesio, y 15 a 17% de agua en combinación química con ambos elementos. CaO • MgO + H2O a presión atmosférica  Ca(OH)2 • MgO + Calor ¬ (vapor)  Cal hidratada dolomítica tipo S: Aquella que es producida partiendo de una cal viva dolomítica e hidratada en autoclave o a presión

atmosférica controlada. Este hidróxido de calcio contiene más del 92% de los óxidos de calcio y magnesio contenidos en la cal viva de la que

proviene

completamente

hidratados.

CaO • MgO + 2H2O  Ca(OH)2 • Mg(OH)2 + Calor ¬ (vapor) Físicamente, la cal hidratada se clasifica mediante ciclones y despacha según los requisitos del cliente. El 75 a 95% del hidróxido de calcio de aplicaciones químicas debe pasar una malla 200. Algunas aplicaciones especiales requieren que el 99.5% pase una malla 325. 3.2.1. USOS ESPECÍFICOS 3.2.1.1.

LA CAL EN LA ECOLOGÍA

Los usos medioambientales de la cal están vinculados al tratamiento de agua potable e industrial, tratamiento de las aguas del alcantarillado y sus lodos, recuperación de suelos contaminados con hidrocarburos y solventes químicos, desulfuración de los gases de la combustión, tratamiento de los residuos sólidos y sus lixiviados e indirectamente la estabilización o transformación de suelos inestables y expansivos en suelos aptos para servir de base de pavimentos. Su uso e importancia ambiental está creciendo rápidamente, pues constituye una respuesta efectiva a la necesidad de encontrar soluciones

buenas

y

de

bajo

costo

para

los

problemas

medioambientales señalados. La cal, a muy bajo costo permite aumentar el pH, precipitar los metales pesados y convertir los peligrosos lodos de las aguas del alcantarillado, en un valioso producto para la agricultura. Sus aplicaciones más sobresalientes en el campo sanitario y ambiental incluyen:  Producción de agua potable: Una buena parte de la cal producida en el mundo se destina a mejorar la calidad del agua que consumen las

personas y utilizan las industrias. En este caso se emplea para suavizar, purificar, eliminar turbiedad, neutralizar la acidez y remoción de sílice y otras impurezas.  La cal remueve por sí misma la dureza temporal (bicarbonatos) del agua. Cuando la dureza temporal es acompañada de la dureza permanente (sulfatos) la cal debe combinarse con cenizas de sosa o zeolita para remover dichos componentes. El procedimiento que utiliza sosa se conoce como método suavizador cal-sosa y el que utiliza zeolita se conoce como proceso de tratamiento dividido de cal-zeolita. Las reacciones químicas que ocurren cuando se le agrega cal a las aguas que contienen componentes de calcio y magnesio (aguas duras) son: Ca(HCO3)2 + Ca(OH)2  2CaCO3 + 2H2O Mg(HCO3)2 + Ca(OH)2  MgCO3 + CaCO3 + 2H2O MgCO3 + Ca(OH)2  Mg(OH)2 + CaCO3 MgCl2 + Ca(OH)2  Mg(OH)2 + CaCl2 Mg(NO3)2 + Ca(OH)2  Mg(OH)2 + Ca(NO3)2 MgSO4 + Ca(OH)2  Mg(OH)2 + CaSO4  Tratamiento de aguas residuales: En las plantas de tratamiento biológico de aguas de desecho, usualmente se añade cal al digestor con el objeto de lograr el pH apropiado a una eficiente oxidación biológica de las aguas de desecho. En las plantas que utilizan un proceso combinado químico-biológico más avanzado se agrega cal en la corriente de aguas negras para precipitar el fósforo como un complejo de fosfato de calcio, separar el nitrógeno y precipitar otros sólidos suspendidos o disueltos. La remoción de fósforo y nitrógeno previene el crecimiento de algas y por ende el estancamiento de las aguas en la superficie. • Estabilización de lodos residuales: Constituye una de las más recientes aplicaciones ambientales de la cal. Añadiendo cal a los

lodos residuales para lograr y mantener el pH a 12.4 por un mínimo de dos horas se eliminan los estreptococos fecales, se seca la torta y elimina el mal olor propio de estos residuos. Una dosis común implica agregar de 500 a 600 libras de cal viva por tonelada de lodos. Este proceso es tan efectivo como la digestión aeróbica, anaeróbica e incineración, pero a un costo mucho menor. Con este método se obtienen biosólidos tipo A y B, cuya utilización como acondicionador de suelos agrícolas esta regulado y aceptado por la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (EPA) en el capítulo 40, parte 503 del Código de Regulaciones Federales.  Tratamiento de basura y sus lixiviados: Actualmente son muchos los países que utilizan la cal viva e hidratada en el tratamiento de la basura. Es fundamental en la preparación y estabilización de las bases y entrecapas de los suelos de los rellenos sanitarios a fin de evitar y degradar sus lixiviados. En cantidades adecuadas no suprime la propia biodegradación de la basura, evita la proliferación de organismos nocivos (alimañas) y los malos olores. Algunos países utilizan la cal junto con la basura industrial para fabricar un combustible de alto poder calorífico para generar vapor o energía eléctrica sin la contaminación por ácido sulfúrico que caracteriza al quemado de combustibles fósiles azufrados.  Procesamiento de desechos industriales: Tanto la cal viva, como la cal hidratada, son utilizadas para abatir la contaminación que pueden generar muchas fábricas o plantas industriales; entre ellas:  Plantas fabricantes de acero y metales: Se utiliza para neutralizar los desechos de ácido sulfúrico y sales de hierro derivadas de la fabricación del acero. También se utiliza para neutralizar y precipitar los residuos de cromo, cobre y metales pesados contenidos en los efluentes resultantes de los procesos de niquelado.

 Plantas Químicas y de Explosivos: Los procesos de muchos productos químicos y farmacéuticos producen desechos muy ácidos que deben neutralizarse con cal antes de tirarlos al ambiente. Las fábricas de explosivos y municiones consumen enormes cantidades de cal para neutralizar los concentrados de ácido sulfúrico contenidos en sus desechos.  Minería: Los drenajes altamente ácidos de las minas de carbón activas o abandonadas, las soluciones acuosas con cianuro de los procesos de extracción por dilución de metales no ferrosos, entre otros se neutralizan y estabilizan con cal para evitar la contaminación ambiental de suelos, aire y mantos acuíferos.  Fábricas de papel y fibras: La cal junto con otros coagulantes de apoyo, remueve el color de los efluentes de estas plantas y coadyuva a abatir la contaminación, mediante la recuperación de valiosos sub-productos, que de otra manera serían contaminantes, como son los lignosulfatos, levaduras, azúcares y el alcohol de los desechos sulfatados. La cal también es empleada en la neutralización de los desechos de ácido sulfúrico de las plantas de rayón y los sólidos disueltos en las descargas de las plantas fabricantes de telas de algodón estampadas a color.  Plantas empacadoras de alimentos: Los desechos líquidos del enlatado de vegetales y frutas pueden clarificarse con cal sola, o con coagulantes de apoyo, antes de descargarse al ambiente. En el procesamiento de cítricos, la cal permite clarificar las aguas residuales de este proceso, aprovechar la pulpa como un sub-producto para la alimentación animal y neutralizar la acidez y corrosión de los equipos del proceso. En los centrales azucareros el tratamiento de sus residuos, sólidos y líquidos, requiere de la cal como agente neutralizador de los residuos químicos contenidos en sus descargas.

(Para el desarrollo de este capítulo estudiaremos un informe ya elaborado sobre la mina Cerro Verde, el cual nos ayudará a la mejor comprensión del desarrollo del tema de aguas ácidas en minería)

Sociedad Minera Cerro Verde S.A.A. Estudio del Potencial de Generación de Aguas Ácidas

Mayo 2003

Preparado para Sociedad Minera Cerro Verde S.A.A. Asiento Minero Cerro Verde Uchumayo Arequipa P e r ú

4.1.

Resumen Ejecutivo

Las operaciones realizadas anteriormente por SMCV S.A.A. estuvieron esencialmente restringidas a la explotación de óxidos o enriquecimientos supergénicos localizados en la superficie de los cuerpos mineralizados de Cerro Verde y Santa Rosa. La explotación de estas zonas se ha llevado a cabo mediante lixiviación ácida convencional complementada con la flotación restringida de los sulfuros supergénicos. Estos depósitos clásicos de pórfido de cobre están zonificados. Presenta una zona superior de óxidos la cual es adyacente a una zona transicional de óxido – sulfuro dentro de una zona mineralizada con sulfuro hipógenico (chalcopirita – pirita).

Las

zonas profundas del depósito son frecuentemente más ricas en mineral sulfuroso, este mineral tiene el potencial para generar drenaje ácido de roca (DAR) si existe suficiente aire y agua para facilitar la lixiviación de los minerales

sulfurosos. La generación del DAR crea una preocupación

ambiental para los recursos de agua superficial y subterránea. Las futuras operaciones de SMCV S.A.A. serán enfocadas en estas zonas profundas ricas en sulfuros. Los desmontes y relaves generados por la explotación de estas zonas y la exposición de las paredes (pirita o mineral) de los tajos Cerro Verde y Santa Rosa podrían ser potencialmente generadoras de DAR.

Por esta razón

SMCV S.A.A. decidió realizar una evaluación del potencial de generación de DAR de los desmontes y relaves que se generarán con las futuras operaciones a pesar de la aridez de la región. Estas condiciones de aridez hacen que el potencial de la generación del DAR sea bajo. Sin embargo es muy difícil cuantificar la reducción del DAR en un ambiente árido, por esta razón el objetivo del estudio fue proporcionar las pautas para el manejo apropiado de los desmontes y relaves. Las pruebas estáticas estándares, como las pruebas Balance Ácido-Base (ABA) y la prueba de lixiviación

(Synthetic

Precipitation

Leaching

Procedure o SPLP), fueron realizadas a las muestras tomadas de ambos depósitos (Cerro Verde y Santa Rosa). Se encontraron dificultades en la

cuantificación exacta del potencial de generación DAR en base a la determinación del azufre como sulfuro (pirita); debido probablemente a la presencia significativa de alunita primaria y una resistencia inusual de la pirita a la digestión estándar con ácido nítrico.

Por lo tanto una

estimación más conservadora (ambientalmente protectora) del potencial de generación de ácido (en base al azufre total) fue utilizada en este estudio. Este reporte distingue entre el “potencial neto de generación de ácido” (diferencia relativa entre potencial de generación de ácido y potencial de neutralización) y el potencial de generación de drenaje acido de roca (DAR), el cual es proporcionalmente limitado por la falta de drenaje debido a la falta de precipitación. Debido a que el proyecto está ubicado en un clima bastante árido (40,7 mm/año de precipitación), a pesar de que pueda existir un alto potencial para generación de ácido, la escasa lluvia limita el potencial de DAR. Sin embargo, esto no se puede cuantificar fácilmente y debido a la actual limitada información específica del sitio, no se incluye en este reporte. La mayor parte del desmonte en ambos tajos son potencialmente generadores netos de ácido. En el depósito de Cerro Verde el desmonte con mayor potencial hipotético para la generación de ácido se encuentra en la zona de la alteración fílica.

Ésta representa la principal zona de mineralización

del

depósito,

incluyendo la roca sobre la que se ha formado alteraciones propilíticas internas. En el tajo Santa Rosa, las alteraciones fílicas son las que también tienen el mayor potencial para generar acido. El desmonte con el menor potencial de generación del DAR aparentemente sería la matriz de la alteración potásica del sistema pórfido debido probablemente a que esta zona contiene muy poca pirita. Afortunadamente esta zona sería una de las últimas en removerse del tajo, de este modo facilitaría su uso como material de cobertura en el cierre del mismo. Sin embargo es importante resaltar que aunque el desmonte tiene un alto potencial de generación de ácido, el clima árido reducirá la producción de éste. Las pruebas SPLP indican la probabilidad de lixiviación de metales de los desmontes de Cerro Verde y Santa Rosa bajo condiciones ligeramente ácidas

de lluvia natural. Cobre, arsénico, aluminio y manganeso fueron lixiviados en cantidades “anómalas” de las muestras de desmontes analizadas, sin embargo estas concentraciones no exceden los valores referenciales (niveles máximos permisibles para agua potable según el EPA de los EE.UU.). Sin embargo existe el potencial de la lixiviación del sulfato debido a la presencia del yeso (CaSO4.2H2O). Para evaluar los efectos potenciales al medio ambiente debido al depósito de relaves se tomó una muestra seca de los relaves de las pruebas metalúrgicas (pruebas piloto) y fue analizada. El análisis reveló que la muestra es potencialmente generadora de DAR. Sin embargo es necesario el análisis de muestras adicionales de los relaves de las pruebas piloto para confirmar este resultado. Es necesario contar con información

adicional

sobre

las

características

del

líquido/sobrenadante/efluente de los relaves para evaluar los potenciales impactos a la fauna, flora y calidad de agua (superficial y subterránea) en el área del proyecto. Para el depósito de relaves la presencia de agua en los relaves reduce las ventajas del climaárido en el control de la generación DAR. 4.2.

Introducción 4.2.1. Antecedentes

El análisis sobre las características de desmonte que se presenta en este documento forma parte integral del EIA asociado con la expansión de las operaciones de Minera Cerro Verde. Estas operaciones están relacionadas con la explotación y procesamiento del mineral primario de pórfidos de cobre (hipogénico o sulfúrico) de los tajos de Cerro Verde y Santa Rosa. 4.2.2. Objetivos El objetivo principal de esta caracterización de los desmontes y los relaves experimentales es anticipar el comportamiento a largo plazo de estos tipos

de desechos que provienen tanto del minado como del procesamiento de mineral no oxídico de los tajos de Cerro Verde y Santa Rosa. La mayoría del desmonte que se genere del futuro minado será almacenado en las áreas de expansión del botadero oeste, ubicado actualmente al oeste del tajo Cerro Verde.

Los métodos utilizados en la construcción de estos botaderos

(e.g., segregación de tipos de desmonte, compactación interna, técnicas de volteo, etc.) y la disposición final de estos desechos con relación al drenaje y a la cobertura, serán influenciados por las características de los desmontes.

El relave que se genere de la flotación convencional del mineral sulfuroso hipogénico de los tajos de Cerro Verde y Santa Rosa será almacenado en un depósito de relaves (TSF) en Quebrada Enlozada. En parte, el diseño y la

ubicación

del

TSF

serán

influenciados

por

el comportamiento

pronosticado de los relaves a largo plazo. Las características del desmonte y de los relaves que se mencionan en este estudio incluyen el potencial hipotético de ácido, sulfato soluble

para la y

generación

metales.

Desafortunadamente, las técnicas disponibles son limitadas en lo que respecta a la capacidad de convertir cuantitativamente tal potencial hipotético en potencial real para las condiciones específicas del lugar tales como la limitada precipitación.

Adicionalmente, la predicción de la

probabilidad de escorrentía o drenaje (acídico o no) de cualquier instalación en Cerro Verde está fuera del alcance de este estudio. 4.3.

Geología económica

Los depósitos de Cerro Verde y Santa Rosa representan depósitos clásicos de pórfido de cobre calco-alcalinos. El stock de dacitas mozoníticas porfíriticas (DMP) que están asociadas con los fluidos mineralizantes se emplazaron dentro de la granodiorita Yarabamba (GYD) ligeramente más joven durante el Cretáceo superior al Paleoceno inferior. El

basamento Gneiss

Charcani del Precambrico (CHG) también se encuentra presente en el tajo Cerro Verde. Los stocks de Cerro Verde y Santa Rosa se presentan como

cuerpos independientes por lo menos hasta una profundidad de 1000 metros, a mayor profundidad probablemente estos se juntan en un solo cuerpo. Los cuerpos de turmalina cuarzo y las brechas de sílice se presentan alrededor de ambos stocks pero también se desarrollaron juntos a grandes distancias (e.g., Cerro Negro a aproximadamente 5 km de distancia). Los patrones de alteración hipógena hidrotermal son esencialmente simétricos y coaxiales con la intrusión porfirítica y varían desde un núcleo central potásico hacia afuera a través de zonas de propilíticas. Una

alteración

propilítica

interna

alteración está

fílicas

y

localmente

superpuesta sobre la alteración fílica adyacente a la zona potásica.

Las

alteraciones argílicas avanzadas y las alteraciones silícicas están más irregularmente distribuidas pero fuertemente restringidas a la zona de enriquecimiento supergenas y las zonas hipógenas, respectivamente. Las

zonas

hipógenas

mineralizadas

consisten

principalmente

de

chalcopirita, molibdenita y pirita y tienden a estar fuera de la zona potásica, pero en la vecindad de la interfase potásica- fílica. En el depósito de Cerro Verde este volumen de roca tiende a estar representado por una alteración propilítica interna en su última fase. La pirita sobresale más comúnmente al borde de la zona mineralizada y a lo largo de la zona fílica. La alteración supergena está bien desarrollada sobre ambos stocks mineralizados con una cubierta lixiviada o zona de óxido de cobre en superficie, conteniendo brocantita, crisocola, malaquita y “copper pitch” (una mezcla de hidratados

de

cobre/hierro/manganeso

con

o

sin

óxidos

carbonatos

y

silicatos). Localmente debajo de la zona de óxido se encuentra una zona secundaria bien desarrollada de sulfuro de cobre conteniendo chalcocita y covelita.

4.4.

Método para seleccionar las muestras

La complejidad del sistema hidrotermal típico de pórfidos de cobre tal como los de Cerro Verde hace que el muestreo para evaluar las características del desmonte sea dificultoso. A diferencia de un modelo simple de bloques de mineral, en donde sólo se requiere el conocimiento de la distribución espacial

de cobre u otro metal recuperable, las características del desmonte dependen de la distribución de minerales de sulfuro, la alteración hipógena y la alteración supergena. Además, la capacidad de segregar económicamente el desmonte ambientalmente peligroso del desmonte inocuo durante la planificación y el proceso minero, depende del reconocimiento de las características de gran escala tales como el tipo de roca y el tipo de alteración. Una medición detallada de las características del desmonte, incluyendo a aquel dejado en las paredes del tajo no es práctica.

Por estas razones, es deseable unir las características

ambientales a los tipos y alteraciones de las rocas. Las muestras fueron seleccionadas para optimizar las siguientes consideraciones y objetivos: Incluir los depósitos Cerro Verde y Santa Rosa en este programa de muestreo y análisis. Dar prioridad a las muestras de la zona de sulfuro primario, asumiendo que el material que represente la mayor parte de todo el desmonte sea removido durante el futuro minado. Los principales tipos de roca en el desmonte del sulfuro primario tienen que estar representados en el programa de muestreo, para facilitar el reconocimiento del desmonte problemático durante el minado. Incluir los principales tipos de alteración hidrotermal dentro de los desechos de sulfuro primario en el programa de muestreo, para facilitar el reconocimiento de desecho problemático durante el minado. Considerar el desmonte de roca a ser removido durante el minado y el desmonte de roca que quede en la pared de tajo. Considerar el mineral que quede en la pared de tajo (debido a restricciones en el diseño del tajo). Los problemas analíticos encontrados en anteriores determinaciones de las características del desmonte (ca. 1996) deben ser resueltos, de ser posible, mediante el análisis de muestras duplicadas en este programa de muestreo y reanalizando aquellas muestras.

Minimizar el número de muestras necesarias para analizar. Para tratar mejor los aspectos mencionados anteriormente, cuatro transectos orientados de NS y E-O, fueron seleccionados de los límites de los tajos de Cerro Verde y Santa Rosa. Los transectos fueron seleccionados con el apoyo del staff de geología de la mina ya que conocen la estructura interna de los depósitos. Estos cuatro transectos no se extienden a los límites de los tajos ya que las leyes son bajas en aquellas áreas y consecuentemente no existen perforaciones. Sin embargo, en la mayoría de los casos, aquellas porciones de las paredes finales del tajo que están compuestas de zonas de roca de sulfuro primario están adecuadamente representadas por perforaciones existentes. Las áreas de la pared del tajo más allá de las áreas cubiertas por las perforaciones, contienen mayormente roca con zonas de óxido y no son el alcance de este estudio. Se colectaron muestras espaciadamente en los transectos. Los sitios donde se colectaron las muestras fueron determinados por revisión visual de los testigos preparados por los geólogos de la mina y aplicando el siguiente procedimiento: Identificar el límite superior de la zona de sulfuro primario y restringir el muestreo a dicha zona. Transferir el último perfil del tajo en la sección e identificar aquellas perforaciones que penetrarán la futura pared del tajo. Identificar los volúmenes significativos de desmonte (sobre la base de un límite de ley de 0.5% Cu) dentro del volumen del tajo e identificar las perforaciones que representan aquellos volúmenes de desmonte. Identificar los tipos principales de roca y tipos de alteración hidrotermal en las áreas de la última pared del tajo y los volúmenes significativos del desmonte dentro del volumen del tajo. Seleccionar intervalos de 3 metros dentro del volumen del tajo que sean tanto desmonte como tipos de roca significativa y tipos comunes de alteración a volúmenes significativos de desmonte de roca. Seleccionar intervalos de tres metros dentro de la futura pared del

tajo que sean representativos de los tipos de roca y tipos de alteración para volúmenes significativos de desmonte en la futura pared del tajo. Estos intervalos pueden ser tanto de mineral como desmonte. Es importante mencionar que la lista de intervalos puede que no sea minuciosa con relación a todas las combinaciones potenciales de tipo de roca y tipo de alteración. Tampoco parecen ser estadísticamente representativos el número de muestras de cada material. En algunos casos, una combinación particular de tipos de roca y tipos de alteración es poco común a lo largo del depósito o dentro de volúmenes significativos de desmonte, especialmente cerca de los últimos límites del tajo por lo tanto no amerita un muestreo extensivo. Adicionalmente, no se puede determinar un número estadísticamente adecuado a priori. El objetivo de las muestras recolectadas durante este estudio es que éstas proporcionen información preliminar de las características relativas y absolutas de diversos tipos de material de desmonte que puedan provenir de los tajos o sean dejados en las paredes de los mismos. 4.5.

Programa de ensayos de laboratorio

El programa de ensayos se realizó sobre la base de procedimientos convencionales y estándares industriales. Sin embargo, un trabajo previo de balance estático ácido-base en las muestras de Cerro Verde (c.a. 1996), indicó que ciertos aspectos de estos procedimientos estándares no eran adecuados. No obstante fue necesario desarrollar primero el análisis básico (según estándares industriales) antes de recomendar alguna modificación o análisis adicional.

Todos los procedimientos de laboratorio para este estudio fueron desarrollados por el laboratorio

de

la

British

Columbia

Institute (BCRI) en Vancouver, British Columbia, Canadá.

Research El anterior

trabajo de laboratorio fue desarrollado por ACZ Laboratory (ACZ),

Steamboat Springs, Colorado, USA. 4.5.1. Potencial generador de ácido El potencial generador de ácido para los desmontes de Cerro Verde y Santa Rosa fue estimado sobre la base de las determinaciones de sulfuro total (STOT) y tres formas analíticamente definidas (especies) de sulfuro, incluyendo “azufre como sulfuro” (SS), azufre como sulfato (SSO4) y azufre insoluble” (SI). Existen diversas variaciones de procedimientos “estándar” pero el BCRI siguió una modificación de los procedimientos del American Society for Testing Materials (ASTM) D2492-90 y D4239-85. A continuación se mencionan varias técnicas analíticas: 4.5.1.1.

pH en pasta

La determinación del pH en pasta involucra un procedimiento simple humedeciendo una pequeña cantidad de roca pulverizada con agua desionizada seguida de la medición del pH en la pasta. El pH resultante es un indicador del pH de equilibrio controlado por las reacciones rápidas de hidrólisis y no considera reacciones de largo plazo relacionadas con la oxidación del mineral sulfuroso. La oxidación previa de los minerales de sulfuro puede, sin embargo, dar como resultado minerales de sulfato ácido residual que puede controlar el resultado del pH en la pasta. 4.5.1.2.

Sulfuro total

El sulfuro total fue determinado utilizando un Analizador de Azufre Leco que convierte el contenido de azufre en SO2 gas dentro de un horno de inducción de alta temperatura.

Este método está considerado razonablemente libre de

problemas y no se sospecha que sea fuente de error en este estudio o el estudio previo (c.a. 1996). 4.5.1.3.

Azufre como sulfuro (digestión con ácido nítrico diluido)

La estimación del azufre como sulfuro es de mayor importancia en los

estudios de balance ácido-base convencionales debido a que se asume que éste representa la cantidad de pirita y por lo tanto el potencial de generación de ácido.

El azufre contenido en minerales de sulfuro es

normalmente determinado realizando una digestión de la muestra en ácido nítrico diluido (1:7) seguida de una determinación directa de la cantidad de azufre removida (o por diferencia basado en la cantidad de azufre remanente). Este procedimiento asume que la mayor parte de los minerales de sulfuro, incluyendo la pirita, son disueltos por la digestión. Tal como se discute abajo (véase las discusiones de análisis de azufre insoluble, azufre como sulfuro [digestión en agua regia] y difracción de rayos X), existe una razón para sospechar de la exactitud de la estimación de azufre como sulfuro determinado por digestión con ácido nítrico En dos muestras para las que se tienen disponibles análisis de difracción de rayos X (XRD), parece ser que el

azufre como sulfuro está subestimado por el

procedimiento de digestión con ácido nítrico diluido. Este representa un serio compromiso de la integridad de cualquier predicción del potencial de generación de ácido basado en la estimación de azufre como sulfuro derivado de las digestiones con ácido nítrico. 4.5.1.4.

Azufre como sulfato (digestión con ácido clorhídrico concentrado)

De las discusiones con los geólogos de mina, y de las inspecciones de campo y trabajos de laboratorio previos se concluye que el procedimiento normal para la extracción de azufre como modificarse fue diseñado.

para adecuarse

a

sulfato debe la presencia

de

Las muestras normalmente son lixiviadas con ácido

clorhídrico 3N para disolver el yeso y otros sulfatos minerales solubles. La alunita es localmente abundante en estos depósitos y es importante distinguir el azufre contenido en la alunita del azufre contenido en otros minerales, especialmente de la pirita. Considerar el contenido de azufre de la alunita como sulfuro de pirita sobredimensiona erróneamente el potencial de generación de ácido del desmonte de roca. Para disolver completamente la alunita, las muestras fueron lixiviadas con ácido

alunita (KAl3(SO

clorhídrico concentrado y el sulfato fue determinado por métodos turbidimétricos en la solución resultante. 4.5.1.5.

Azufre insoluble (por diferencia)

Esta fracción se refiere a todo el azufre que no es liberado por la digestión con ácido nítrico o ácido clorhídrico y es calculado por diferencia. Típicamente, esta fracción del azufre total es pequeña y no es tomada en cuenta para propósitos del balance ácido-base. En este caso, sin embargo, es grande. La fracción significativa del total de azufre reportada como azufre insoluble (promediando 63%) es considerada irrealmente alta debido a que no es probable que existan otros minerales de azufre (en adición a la pirita y la alunita) en concentraciones suficientes para explicar la diferencia. De hecho, los análisis por XRD (discutidos abajo) de dos muestras con alto contenido de azufre total encontraron sólo minerales de azufre menores (chalcopirita y tenentita) en una muestra analizada y ningún otro mineral en la segunda muestra. Las altas concentraciones de sulfuro insoluble en ausencia de minerales conteniendo sulfuros (diferentes de la pirita y alunita), necesariamente indican que la pirita o alunita (o ambos minerales) están incompletamente disueltos durante el tratamiento por ácido. Las dos muestras analizadas por XRD indican que la pirita está incompletamente disuelta por el tratamiento con ácido nítrico diluido y que la alunita está incompletamente disuelta con el tratamiento por ácido clorhídrico concentrado. 4.5.1.6.

Azufre como sulfuro auxiliar (digestión con agua regia)

En un esfuerzo por determinar la fuente de la alta concentración de sulfuro insoluble, se realizaron dos experimentos para determinar si el sulfuro

adicional

podría

ser

disuelto

por otros ácidos.

Para este

experimento, dos muestras de desmonte con altas concentraciones de azufre total fueron expuestas a agua regia (una mezcla de ácido nítrico y ácido clorhídrico) y el sulfuro fue determinado en el líquido lixiviado. En ambos

casos la cantidad de sulfuro liberado por el agua regia fue mayor que la cantidad liberada por el ácido nítrico solo. Desafortunadamente, una comparación de las formas de sulfuro lixiviado por ácido con la mineralogía indicada por XRD indica que el agua regia ataca a ambos, a la pirita y la alunita. En

consecuencia

probablemente

es

el

sulfuro

disuelto

por

digestión

por

agua

regia

un sobreestimado del azufre como sulfuro si es que la

muestra contiene una cantidad significativa de alunita. 4.5.1.7.

Análisis de difracción por rayos X (XRD – la técnica Rietveld)

La técnica Rietveld para análisis XRD representa un nuevo y significativo mejoramiento en la técnica de XRD que permite al análisis de XRD estimar cuantitativamente la abundancia de mineral además de la identificación del mineral presente.

De hecho, las técnicas de digestión química arriba

mencionados son sólo métodos que pueden aproximar la mineralogía de una muestra y podrían últimamente ser reemplazadas por la técnica Rietveld de XRD. Para este estudio, dos muestras con altas concentraciones de azufre total fueron elegidas para el análisis XRD usando la técnica Rietveld. Una de las muestras (K-(-4), 51.9 – 53.4 m) se originó de la capa lixiviada del tajo Cerro Verde; la otra muestra (K-(-6), 300 – 303 m) representa la zona de sulfuro primario del cuerpo mineral de Cerro Verde.

La primera muestra contiene abundante

alunita (presumible de origen supergénico) y poca pirita. La segunda contiene abundante pirita, menores cantidades de calcopirita y tenenita y cero alunita. El sulfuro total, el azufre como sulfuro y el azufre como sulfato, fueron calculados de las abundancias de minerales determinadas por XRD y comparados

con

las

concentraciones

de

sulfuros

determinados

químicamente. Aunque el total de azufre estimado por ambas técnicas se comparan favorablemente, los resultados del análisis XRD indican que existen problemas significativos con las estimaciones de azufre como sulfuro y azufre como sulfato determinados químicamente. Es probable de que ambas concentraciones, la de azufre como sulfuro determinada por

digestión con ácido nítrico diluido y las concentraciones de azufre como sulfato, determinadas por digestión con ácido clorhídrico concentrado son subestimadas de los valores verdaderos. Estos dos análisis, además de los análisis normales y de las digestiones por agua regia de las muestras de desmonte de Cerro Verde y Santa Rosa, generaron información valiosa para la interpretación de los datos del ABA.

Desafortunadamente, la

incertidumbre revelada por las comparaciones hace necesario que el ABA sea utilizado de una manera muy conservativa. De este modo, se consideró que la cantidad de sulfuro total menos todo el azufre como sulfato medido fue considerado como el mejor indicador conservativo de la cantidad de azufre como sulfuro. 4.5.2.

Potencial de neutralización de ácido

La determinación del potencial de neutralización de ácido involucra la adición de una cantidad conocida de ácido clorhídrico a una cantidad conocida de roca triturada, dando tiempo a que ocurran las reacciones consecuentes estandarizada

y

finalmente para

titulando

determinar

inversamente

cuánto

ácido

con una fue

base

consumido. Exist

en diversas variaciones de este procedimiento y las variables importantes incluyen la normalidad del ácido agregado, el volumen del ácido agregado, el tamaño de grano de la muestra sólida, la temperatura de la reacción, el tiempo de reacción y las condiciones de oxidación/reducción del experimento. El procedimiento empleado por BCRI se aproxima al procedimiento “ABA Modificado”. Las muestras fueron trituradas (80% pasando una malla Tyler de 200 µm) y se utilizaron los resultados de una “prueba rápida” para determinar la normalidad y volumen del ácido utilizado. muestras

permanecieron

en

ácido

aproximadamente

12

horas

Las a

temperatura ambiente antes de realizar la titulación inversa. 4.5.3. Lixiviación Prueba de Lixiviación (SPLP) – El ensayo SPLP está diseñado para

proporcionar un indicador de los metales que podrían ser liberados del desmonte cuando son expuestos a la precipitación. La técnica no considera el impacto de oxidación de los minerales sulfurosos que podría ocurrir después de una limpieza inicial por la lluvia. En este procedimiento, se mezcla 50 g de desmonte chancado con 1000 mL de lluvia artificial por 18 horas, a temperatura ambiente. La lluvia artificial se prepara con la adición de cantidades pequeñas de ácido nítrico y ácido clorhídrico al agua desionizada hasta que alcance un pH de 5. La extracción se filtra y analiza por diversidad de metales (en este caso 35 metales). 4.6.

Resultados

4.6.1. Pruebas estáticas balance ácido base Los resultados incluyen sulfuro total, azufre como sulfuro (extraído por ácido nítrico 1:7), azufre como sulfato (extraído por ácido clorhídrico concentrado), sulfuro insoluble (por diferencia), y potencial para la neutralización de ácido (ABA Modificada).

En la Tabla 2

también se incluyen los cálculos del potencial generador de ácido (PGA), potencial neutralizador de ácido (PNA), y potencial de neutralización neto (PNN). En la Tabla 3A y 3B se proporciona información AC/CC de los componentes de las pruebas estáticas de balance ácido base. Se presenta una lista de los duplicados de los análisis de potencial neutralizador, azufre como sulfato y azufre como sulfuro. La Tabla 4 proporciona información relacionada con la comparación de los dos métodos químicos para estimar azufre como sulfato (extracción por 1:7 ácido nítrico y extracción por agua regia) y las formas de azufre calculados basándose en los resultados del XRD. 4.6.2. Lixiviación En la Tabla 5 se resumen los resultados de la prueba de lixiviación SPLP. La información proporcionada por el laboratorio se incluye en el Anexo J-2. 4.7.

Interpretación

4.7.1.

Potencial para generación de ácido y drenaje ácido

El potencial para el drenaje ácido de roca (DAR) del desmonte y/o relaves en la mina Cerro Verde/Santa Rosa depende de los siguientes aspectos. Potencial para la producción neta de ácido del desmonte o relaves, y Potencial de drenaje desde el botadero o del depósito de relaves. Los análisis químicos y mineralógicos mencionados en este reporte están enfocados en el primer aspecto, el potencial para producción neta de ácido de desmonte y relaves. El segundo aspecto mencionado está relacionado a condiciones

meteorológicas,

construcción

del botadero, y manejo de

agua. Este último asunto solamente puede ser considerado cualitativamente en este informe y depende de la planificación minera, ingeniería y diseño de las instalaciones. La aridez del área es claramente un factor potencialmente determinante en la predicción de la producción de DAR; la falta de precipitación para producir drenaje significativo excluye la producción de DAR.

Sin

embargo,

un

ambiente

predominantemente

árido no

necesariamente está libre de eventos de precipitación que podrían producir drenajes u oxidación lenta de sulfuros entre eventos precipitación

de

que podrían ser liberados

por lluvias

subsecuentes. Consecuentemente, el potencial para la producción de ácido debe ser considerado. 4.7.1.1.

Estudio previo de potencial DAR

Se realizó un programa en 1996 que dio como resultado 93 y 36 muestras recolectadas de los depósitos Cerro Verde y Santa Rosa, respectivamente. La mayoría de estas muestras fueron obtenidas de la capa lixiviada, los minerales oxidados, las zonas de sulfuros secundarios y zonas transición. capacidad

de

Todas las determinaciones de formas de azufre y de neutralización

Laboratorio ACZ.

de

ácido

fueron

realizadas

en

el

La revisión de la información presentó que en la

mayoría de las muestras la mayor parte del azufre se encontraba como azufre insoluble.

El azufre insoluble en este caso se presenta como

cantidades significativas de alunita, lo que hizo necesaria la utilización de ácido clorhídrico concentrado en el actual programa analítico (ver sección

3.1). Por consiguiente los valores de azufre como sulfato y azufre insoluble del programa de 1996 y del programa actual no son comparables. Los valores de sulfuro total desde el programa de 1996 y de los tres intervalos remuestreados para este estudio concuerdan bien con aquellos del programa actual. El potencial para neutralización de ácidos (PNA) en 1996 fue determinado utilizando el más agresivo procedimiento “Sobek” (EPA M600/2-78-054 3.2.3) en comparación con el método de “ABA Modificado” utilizado en este estudio. En consecuencia, los resultados de los dos análisis son considerados no-comparables excepto en que los potenciales para neutralización de ácidos obtenidos del programa de 1996 sean mayores de los potenciales obtenidos del programa actual.

Los valores de 1996 son

considerados como sobreestimados de los valores verdaderos de PNA para las rocas de desmonte, debido a que el procedimiento “Sobek” requiere que las rocas sean hervidas en ácido estándar, acción que permite que algunas reacciones consuman ácido (estas reacciones proceden en el laboratorio, sin embargo no es lo que usualmente sucede en el campo). 4.7.1.2.

Potencial de generación de ácido relacionado con la zona hipógena y los tipos de alteración de roca

La distribución típica de minerales sulfurosos relacionados a las zonas de alteración hidrotermal de cuerpos típicos de cobre y molibdeno en pórfido, sugiere que los potenciales de generación de ácidos también deberían estar relacionados a las zonas de alteración. En realidad, la zona de alteración fílica en Cerro Verde y Santa Rosa parece tener las concentraciones de sulfuro total y azufre (no como sulfato) más bajas. Esto se parece a la distribución clásica de pirita en sistemas similares.

En

Cerro

Verde

las

alteraciones

propilíticas internas de la etapa tardía superpuestas en la zona fílica, también se presentan enriquecidas con sulfuro total. las

muestras

colectadas

de

Santa

Mientras

que

Rosa generalmente contienen

significativamente menos sulfuro total que sus equivalentes en Cerro Verde, el contenido de sulfuro (no como sulfato) en ambos depósitos es similar. La litología

de origen parece tener poca influencia en la distribución de sulfuro en estos depósitos. El número de muestras disponibles para derivar estas observaciones es poca y el muestreo adicional sería deseable. Las dificultades analíticas presentadas en la determinación de las cantidades de azufre como sulfuro y azufre como sulfato, complican el entendimiento de la distribución de sulfuro dentro de estos cuerpos porfídicos. algunos patrones parecen razonables.

Sin embargo,

Dentro del depósito Cerro Verde la

mayor concentración de azufre como sulfato parece estar dentro de la zona de alteración silícica.

Si ese es el caso, la fuente del azufre como sulfato

probablemente es la alunita hidrotermal. Para el propósito de este estudio, el azufre no como sulfato (el azufre total menos el azufre como sulfato) se considera el mejor indicador de la cantidad de azufre como sulfuro, así como el contenido de pirita y últimamente el potencial para la generación de ácido (PGA). Sin embargo, usar el azufre no como sulfato como indicador resulta en una ligera sobreestimación de los valores de pirita y PGA. Una consideración importante para la evaluación de PGA del desmonte de Cerro Verde y Santa Rosa es que la digestión estándar industrial (1:7 ácido nítrico) no disolvió mucho de la pirita en una de las muestras para el cual existe una caracterización por XRD. Si la digestión por ácido nítrico no disuelve la pirita en la mayoría de las muestras del depósito, se puede considerar que este método es un pobre indicador de la cantidad de azufre como sulfuro. Esta suposición ha sido aplicada en el presente caso y es la razón por la que en el presente estudio se utiliza el azufre no como sulfato como indicador de la cantidad de azufre como sulfuro en el depósito. Otro asunto que también requiere ser considerado es si una porción de la pirita es insoluble en el ácido nítrico, se puede inferir la presencia de una población de pirita resistente al ácido. Esta porción puede estar o no sujeta a oxidación y la producción de ácido; la información presente en este estudio no permite la solución de este asunto.

Es posible que la pirita diseminada y la pirita presente en micro-vetas

tengan comportamientos diferentes con respecto a la erosión. Si este es el caso, una relación todavía más compleja puede existir entre el PGA y el desmonte.

Los potenciales de neutralización de ácidos (PNA) son bajos en los depósitos de Cerro Verde y Santa Rosa.

La falta de roca calcárea y de alteraciones de carbonatos

hidrotermales implica que la fuente de PNA probablemente sean los minerales de silicatos. Estos minerales podrían incluir Feldespato -K en la zona potásica, epidota en la zona fílica y clorita en la zona propilítica. Los valores más altos de PNA fueron obtenidos de las zonas potásicas y propilíticas internas. El potencial de neutralización neto (PNN) (como kg CaCO3/tonelada de roca) calculada usando la siguiente fórmula, es similar a los valores de PGA debido a los valores mínimos de PNA. De acuerdo con este cálculo, el desmonte de Cerro Verde que tiene el mayor potencial (hipotético) para generar ácidos puede ser encontrado en la zona de alteración fílica a los extremos del cuerpo mineralizado principal e incluye roca sobreimpreso por alteraciones internas propilíticas. En el tajo de Santa Rosa las zonas de alteración fílica también tienen los valores de PNN más altos. Es preocupante la baja PNN de la zona externa de alteración propilítica en Santa Rosa. Normalmente este tipo de roca tiende a neutralizar ácidos pero en este caso no es así debido a un alto contenido de azufre no como sulfato. Se predice que virtualmente todo el desmonte en ambos tajos será potencialmente productor neto de ácido.

El desmonte con el menor potencial para generar ácido

aparenta ser la matriz del cuerpo porfídico, alterado potásicamente. Eso debido a una aparente deficiencia de pirita. Afortunadamente, este material será de las últimas en ser removidas del tajo, facilitando de este modo su uso como material de cobertura inocua.

Tabla 6 Resumen de Resultados “Anómalos” de SPLP Metal

Cu

Promedio Desviación (a) Estándar (mg/L (a) (mg/L en en extracto) extracto) 0.0251 (b) 0.004 0.233 0.023 0.0081

As Al Mn Mo a =

0.043 (b) 0.0062 0.179 0.045 0.0514

Conc. No. de No. de máximo Muestras Muestras (mg/L) que Exceden que 1 DS sobre Exceden 2 el DS sobre el Promedio Promedio 27.9 4 2 (b) (b) 0.044 5 1 0.72 11 0 0.3 5 1 0.453 1 0

100 X Estándar para Agua Potable (mg/L) (c) 13 0 1 5 5 n.d.

promedios y desviaciones estándares son calculados considerando que todos los valores menores al límite de detección (los valores “>”) son equivalentes a ½ del límite de detección (ej.,