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

UNIVERSIDAD NACIONAL DE CAJAMARCA

AGUAS ÁCIDAS EN MINERÍA

UNIVERSIDAD NACIONAL DE CAJAMARCA

E.A.P. INGENIERIA DE MINAS

“AGUAS ÁCIDAS EN MINERÍA” INTEGRANTES DEL EQUIPO DE TRABAJO: BAUTISTA CHUQUIRUNA, EVELYN CABRERA BOÑON, RUTH LOPEZ ZAMORA, JHOE SALDAÑA GALLARDO, DANNY UGAZ CASTAÑEDA, CESAR

ÍNDICE CARATULA

CONTRACARÁTULA ÍNDICE RESUMEN EJECUTIVO

1. INTRODUCCIÓN

1.1.

INTRODUCCIÒN

1.2.

OBJETIVOS

2. CAPITULO I: AGUAS ACIDAS DE MINERÍA

2.1.

DEFINICIÓN

2.2.

GENERACIÓN

2.3.

DRENAJES DE AGUAS ÁCIDAS DE MINERIA

2.3.1. Problemática 2.3.2. Tipos de drenajes 2.3.3. Calidad de aguas de drenaje 2.3.3.1. Aguas extremadamente afectadas por la oxidación

de los sulfuros y escasamente neutralizadas. 2.3.3.2. Aguas muy afectadas por la oxidación de sulfuros,

moderadamente neutralizadas

2.3.3.3. Aguas moderadamente afectadas por la oxidación

de sulfuros: 2.3.3.3.1. No neutralizadas 2.3.3.3.2. Neutralizadas

2.3.4. TRATAMIENTO PASIVO DE DRENAJES

3. CAPITULO II: TRATAMIENTO DE AGUAS ACIDAS

3.1.

GESTIÓN PREVENTIVA DE AGUAS ACIDAS

3.2.

TRATAMIENTO INSITU

3.3.

ALMACENAMIENTO EN HUECOS MINEROS DE SUPERFICIE

3.4.

ELIMINACIÓN POR EVAPORACIÓN

3.5.

PROGRAMA DE VIGILANCIA Y CONTROL

4. CAPITULO III: TÉCNICAS DE REMEDIACIÓN DE AGUAS ACIDAS

4.1.

NEUTRALIZACIÓN

4.1.1. Neutralización con leche de cal. 4.1.2. Procesos típicos de neutralización. 4.1.3. Sistemas utilizados en neutralización.

4.1.4. Control automático de neutralización.

4.2.

LA CAL

4.2.1. Usos específicos 4.2.1.1. La cal en la ecología

5. CAPITULO IV: CARACTERIZACIÓN

5.1.

RESUMEN EJECUTIVO

5.2.

INTRODUCCIÓN

5.2.1. Antecedentes 5.2.2. Objetivos 5.3.

GEOLOGÍA ECONÓMICA

5.4.

MÉTODO DE SELECCIÓN DE MUESTRAS

5.5.

PROGRAMA DE ENSYOS DE LABORATORIO

5.5.1. Potencial generador de acido 5.5.1.1. En pasta 5.5.1.2. PH en pasta 5.5.1.3. Sulfuro total 5.5.1.4. Azufre como sulfuro 5.5.1.5. Azufre como sulfato

5.5.1.6. Azufre insoluble 5.5.1.7. Análisis de difracción por rayos X 5.5.2. Potencial de neutralización de ácido 5.5.3. Lixiviación 5.6.

RESULTADOS

5.6.1. Pruebas estáticas balance acido base 5.6.2. Lixiviación 5.7.

INTERPRETACIÓN

5.7.1. Potencial para generación de ácido y drenaje ácido 5.7.2. Estudio previo de potencial DAR 5.7.3. Potencial de generación de ácido relacionado con la zona

hipógino y los tipos de alteración de rocas 5.8.

CONCLUSIONES

CONCLUSIONES BIBLIOGRAFÍA

RESUMEN EJECUTIVO

La

presencia

de

aguas

ácidas

de

mina

en

las

numerosas

explotaciones mineras desde épocas remotas, ha provocado la contaminación de aguas y sedimentos fluviales. Por su naturaleza, magnitud y sus elevados costes económicos de remediación, este hecho presenta una difícil solución. La

industria

de

explotación

minera

es

una

actividad

más

problemática, la extracción minera y su proceso son fuente de muchos contaminantes que están dispuestos en el ambiente. La exposición de los minerales sulfurosos al aire y agua,

asociados a

procesos microbianos y oxidación produce drenaje ácido de mina, caracterizado por su alta acidez y alta cantidad de metales pesados disueltos. Es por esto que en el presente trabajo monográfico, estudiaremos el impacto de la minería sobre el medio ambiente, en especial sobre el agua; así también conoceremos el comportamiento de las aguas ácidas en una minería a tajo abierto y subterráneo; así como el tratamiento de las mismas y las técnicas de remediación de dichas aguas.

1.

1.1.

INTRODUCCIÓN

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).

1.2.

OBJETIVOS:

1.2.1. Objetivo General

Conocer y relacionarnos con el tema de Aguas Acidas en Minería, ya que nos ayudará para poder desempeñarnos de la mejor manera tanto en cursos que llevaremos más adelante relacionados al tema como en un futuro cuando estemos en el campo de trabajo. 1.2.2. Objetivos Específicos

1.2.2.1. Conocer los agentes que actúan en la formación de

las aguas ácidas. 1.2.2.2. Conocer las consecuencias que tienen las aguas

ácidas en minería. 1.2.2.3. Verificar y aprender sobre el tratamiento de aguas

acidas en minería.

1.2.2.4. Conocer las técnicas de remediación de aguas

acidas en minería.

1.

CAPITULO I: AGUAS ACIDAS DE MINERÍA

1.1.

DEFINICIÓN

Son aguas que se producen como resultado de la oxidación química y biológica de sulfuros metálicos, especialmente pirita o pirrotita, que se pueden encontrar presentes o formando parte de botaderos, relaves, basuras municipales, etc. La oxidación se produce cuando las rocas conteniendo sulfuros son expuestas al aire y al agua. Los drenajes ácidos de minas subterráneas y a cielo abierto son una de las principales fuentes de contaminación de las aguas superficiales ambiente.

y

subterráneas

por

consiguiente

del

medio

Este fenómeno puede permanecer por mucho tiempo si no se toman medidas adecuadas como el tratamiento pasivo y activo, cuyo fundamento son los procesos físico, químico y biológico que tiene lugar en los fangos naturales, en las que la reducción bacteriana de los sulfatos y la oxidación e hidrólisis catalizada por bacterias son las actividades más importantes.. Esta tecnología se investigó, estudió e implementó en los Estados Unidos, cuyos resultados han sido muy satisfactorios en lo que se refieren a la disminución de los metales disueltos, el aumento del pH y la disminución de sulfatos. En el Perú se viene implementando como parte del Programa de Adecuación y Manejo Ambiental (PAMA) cuyo procedimiento tiene dos fases: De laboratorio y la implementación en el terreno. Los resultados han sido satisfactorios en la Mitigación del Drenaje Ácido de Mina (DAM).

1.2.

GENERACIÓN

Nordstrom y Alpers (1999) describen el proceso de oxidación de la pirita como el principal responsable de la formación de aguas ácidas; esta oxidación se ve favorecida en áreas mineras debido a la facilidad con la que el aire entra en contacto con los sulfuros –a través de las labores mineras de acceso y por los poros existentes en las pilas de estériles y residuos- así como al incremento de la superficie de contacto de las partículas. Dichos autores consideran que los factores que más afectan a la generación ácida son el volumen, la concentración, el tamaño de grano

y

la

distribución

espacial

de

la

pirita.

Las reacciones que intervienen en la oxidación de la pirita pueden ser representadas por las siguientes cuatro ecuaciones

(Skousen et al., 1998; Nordstron y Alpers, 1999; Mills, 1999; USEPA, 1996 y 2000; entre otros).

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

En la reacción de oxidación de la pirita (1) se produce Fe2+, SO4 2- e H+. Esta reacción provoca un incremento en el total de sólidos disueltos y un aumento de la acidez, que irá asociado a una disminución del pH. Si el ambiente circundante es lo suficientemente oxidante, entonces muchos iones ferrosos se oxidarán a iones férricos (etapa 2). Por lo general, por encima de un pH alrededor de 3,5, el ion férrico formado precipita mediante hidrólisis como hidróxido (3), disminuyendo por tanto el Fe3+ en solución, mientras que el pH baja simultáneamente. Por último, algunos cationes férricos (Fe3+) que se mantienen en solución, pueden seguir oxidando adicionalmente a la pirita y formar Fe2+, SO4 2- y H+ (4).

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

Fe3+ se emplea en oxidar más pirita (4) y parte precipita como hidroxisultatos (schwerimannita a pH entre 3 y 3,5; y jarosita a pH inferior a 3).

La geoquímica de las aguas ácidas de mina es un fenómeno complejo al haber diversos procesos físicos, químicos y biológicos jugando un papel importante en la producción, liberación, movilidad y atenuación de los contaminantes. En el trabajo de Nordstrom y Alpers (1999) se presenta una relación exhaustiva de procesos específicos que se han estudiado, y se ha comprobado que contribuyen en su conjunto en la geoquímica de las

aguas

ácidas

de

mina.

Estos procesos son los siguientes:  La oxidación de la pirita.  La oxidación de otros sulfuros.  La oxidación e hidrólisis del hierro disuelto y otros metales. 

La capacidad neutralizadora de la ganga mineral y roca encajante.

 La capacidad neutralizadora de las aguas bicarbonatadas.  La disponibilidad de oxígeno.  La disponibilidad de agua líquida o en forma de vapor.  La localización y forma de zonas permeables en relación

con las vías de flujo.  Las variaciones climáticas (diarias, estacionales o episodios

de tormentas).  La formación de eflorescencias y su redisolución.

 El calentamiento por conducción y radiación del calor

generado en diversas reacciones exotérmicas (oxidación de la pirita, disolución de sales solubles y la dilución de un ácido concentrado).  La temperatura.  La acción de catálisis de las bacterias.  La adsorción microbiana de metales.  La precipitación y disolución de minerales durante el

transporte.  Adsorción y desorción de metales durante el transporte.  Fotoreducción del hierro.  La formación de complejos orgánicos.  Los procesos microambientales sobre superficies o entorno

a

organismos.

Diseño, construcción y evaluación de un sistema en columna a escala de laboratorio para tratar aguas ácidas de mina. La importancia que tiene el problema de la formación de aguas ácidas ha llevado a desarrollar y establecer una serie de ensayos capaces de determinar el potencial generador de acidez de los residuos mineros. La USEPA (1994) en un documento técnico sobre predicción de drenajes ácidos de mina hace un análisis de cada uno de los tipos de ensayos empleados en la predicción del potencial generador de ácido: estáticos, cinéticos y modelos matemáticos. Los ensayos estáticos predicen la calidad de los drenajes mediante la comparación entre la capacidad de neutralización y el potencial de generación ácida. Los ensayos cinéticos se basan en reproducir en el laboratorio los procesos y

las condiciones de los lugares de mina que pueden generar acidez, dando información sobre el rango de producción ácida; estos ensayos conducen a confirmar los resultados de los ensayos estáticos, los cuales requieren de mayor tiempo y son más costosos que éstos. Por último, la modelización matemática permite predecir la calidad de las aguas y la generación ácida de los drenajes, mediante la simulación para largos períodos de tiempo de todas las variables y condiciones que afectan a la formación de aguas ácidas.

1.3.

DRENAJES DE AGUAS ÁCIDAS DE MINERIA

1.3.1. PROBLEMÁTICA

Muchos autores describen como aguas ácidas de mina a los drenajes con un pH comprendido entre 2 y 4, y altos contenidos de metales disueltos. En relación a estos drenajes ácidos existen informes sobre la mortandad de peces y crustáceos de ríos, afecciones al ganado, y destrucción de cultivos y riberas; siempre asociado a una coloración ocre-amarillenta de los lechos de ríos y lagos afectados, y un incremento de la turbiedad de las aguas. La contaminación que producen los drenajes ácidos de mina

ha

sido

profusamente

descrita

por

numerosos

investigadores (Nordstron y Alpers, 1999; Morin y Hutt, 2001; Mills, 1995).

El alcance y la magnitud de estos fenómenos también han sido objeto de atención por parte de diversos organismos y autores. En 1985 la USEPA (United States Environmental Protection Agency) estimó que en Estados Unidos existían cerca de 5x1010 toneladas de residuos mineros con altos contenidos de metales

pesados con riesgo de producir drenajes ácidos, y que cada año se venían generando más de 109 toneladas de estériles de mina y residuos de plantas de beneficio que deberían ser tratados para que no generen aguas ácidas.

De igual forma, en 1994, la USEPA en el Documento Técnico Acid Mine

Drainage

Prediction, incluye información del U.S. Forest Service (1993) en donde se estimaba que en el Oeste de Estados Unidos existían entre 20.000 y 50.000 minas que estaban generando drenajes ácidos que afectaban y contaminaban de 8.000 a 16.000 km de riberas de ríos con metales como cadmio, cobre, plata, cinc y arsénico. Este documento también hace referencia a Diseño, construcción y evaluación de un sistema en columna a escala de laboratorio para tratar aguas ácidas de mina, un informe de Kim et al. (1982) donde se describe que en el Este de los Estados Unidos existen más de 7.000 km de cursos de aguas superficiales afectados por drenajes ácidos de minas de carbón, cuyo tratamiento es muy costoso y de gran dificultad.

En la última International Conference on Acid Rock Drainage (ICARD 2000), el U.S. Department of the Interior informó que en su Programa de Clausura de Minas tienen localizadas más de 100.000 zonas mineras en estado de abandono con problemas de aguas ácidas, en el mismo evento Canty informa que existen cerca de 16.000 km de ríos y 117 km2 de embalses afectados por drenajes ácidos. En el año 2000 la USEPA llega a estimar la existencia de más de 4.400 km2 de zonas abandonadas por minas de carbón, 15.625 km de cauces de ríos contaminados por drenajes ácidos, 66 km2 de escombreras peligrosas y 3,5 km2 de presas inestables. Este panorama de las aguas ácidas descrito para Norteamérica es extrapolable al resto de países con cierta

actividad minera (Reino Unido (Younger, 1997), Canadá (Morin y Hutt, 2001), Australia (Environment Australia, 1997), etc.), de ahí la necesidad de buscar soluciones de fácil aplicación y de bajo coste para reducir esta contaminación, con el fin de salvaguardar el recurso hídrico y el medio físico en el que habitamos.

Como referencia, podemos decir que en el sur de la península Ibérica disponemos de la mayor reserva de piritas del mundo. Su oxidación genera auténticos ríos de aguas ácidas como el Tinto y el Odiel (Huelva), cuya aportación representa el 10 % de la masa mundial de metales descargados a los océanos. 1.3.2. TIPOS DE DRENAJE:  Drenaje ácido de mina (DAM) que son básicamente los drenajes

que salen de la mina como consecuencia de la extracción de minerales sulfurosos principalmente la Pirita: Sulfuro de Fierro (SFe) que al momento de oxidarse producen aguas ácidas, que son enviadas a la superficie mediante bombas o desagüe por gravedad.  Drenaje Ácido de Rocas (DAR) cuando las rocas sulfurosas son

expuestas al aire y estas se combinan con el agua de precipitaciones (lluvia, nevada, etc.) producen aguas ácidas dependiendo directamente del tiempo de exposición. Así mismo para satisfacer sus demandas de agua, la minería acude generalmente al agua de lagos, lagunas, ríos o sea, al agua superficial y muy pocas veces a falta de capacidad se recurre a las aguas subterráneas tal como utiliza la Southern Perú en la zona de Vizcachas al noreste de la laguna de Suches. Los impactos o cambios en los acuíferos por acción de laminería son bastante notorios, ya que como dijimos por la acción del

bombeo y desagüe de minas existen variaciones del nivel freático y así lo mismo producción de aguas ácidas, en el primer caso existen problemas de escasez de agua en los bofedales, baja del caudal del río y escasez de para la agricultura, así mismo la infiltración de aguas ácidas superficiales puede producir daños a la calidad del agua subterránea.

1.3.3. CALIDAD DE AGUAS DE DRENAJE

En los resultados obtenidos del análisis de las aguas se observa una gran variabilidad de condiciones Eh-pH y concentraciones iónicas, lo que ilustra la gran diversidad geoquímica de estos drenajes. No obstante, presentan unas características generales que las diferencian marcadamente de las aguas naturales. Estas características vienen determinadas por el proceso de oxidación de los sulfuros, que afecta en mayor o menor medida a todas las

aguas

analizadas,

como

se

desprende

de

las

elevadas

concentraciones de sulfatos obtenidas (entre 500 y 7500 mg L -1). Durante el período de estudio se registraron valores extremos de pH de 2.1 y 8.0 valores de potencial redox entre 150 y 750 mV, aunque la mayoría de las aguas son de carácter fuertemente ácido (pH entre 2.5 y 3.5) y oxidante (Eh entre 600 y 750 mV). De forma general, estas aguas se caracterizan por la presencia de elevadas concentraciones de Fe, SO4 2+ y H +, derivados de la oxidación de la pirita, y de Si y Al y cationes básicos, derivados de la hidrólisis mineral acelerada en estas condiciones. Los amplios rangos obtenidos para casi todos los parámetros de calidad ponen de manifiesto los distintos orígenes de las aguas, siendo el tipo de material que atraviesan y el tiempo de contacto los factores que determinan su composición. En función de los parámetros físico-químicos se pueden distinguir distintos grupos de aguas cuya calidad se puede relacionar con su procedencia, el grado de influencia del proceso de oxidación de los sulfuros y el grado de neutralización de la acidez generada. Así podemos observar los siguientes grupos principales: 1.3.3.1. Aguas extremadamente afectadas por la oxidación

de los sulfuros y escasamente neutralizadas. El primer grupo de aguas, que se aparta significativamente del resto, son de carácter fuertemente ácido, oxidantes y de elevada fuerza iónica e incluye las recogidas en las partes más antiguas de la escombrera (área CS). Los valores extremos de pH, Eh y CE han sido de 2.2-3.5, 521-707 mV y 1.0-6.5 mS cm-1, respectivamente. Paralelamente a estos parámetros, se han registrado concentraciones muy altas de sulfatos (generalmente entre 4500 y 5000 mg L -1, concentraciones ocasionales de hasta 7000 g L -1) y de hierro disuelto (valores medios de Fet entre 700 y 1000 mg L -1, ocasionalmente hasta 1600 mg L -1). Presentan, además,

muy elevados contenidos de Si (hasta 54 mg L -1) y Al (hasta 450 mg L -1), lo que refleja el caracter agresivo de estas aguas y su potencialidad para acelerar los procesos de hidrólisis mineral (proceso de acidolisis fuerte). La gran capacidad de generación ácida del proceso de oxidación de la pirita en esta zona se refleja en que las elevadas cantidades de cationes básicos puestos en disolución, principalmente

Ca

y

Mg,

para

los

que

se

registran

concentraciones medias de 320-400 mg L -1 y 150-250 mg L -1, respectivamente, no han sido capaces de neutralizar la acidez del sistema.

1.3.3.2. Aguas muy afectadas por la oxidación de sulfuros,

moderadamente neutralizadas El

segundo

grupo

de

aguas,

de

características

marcadamente diferentes a las anteriores, incluye todas las urgencias de las áreas E1 y E2 en el punto de su afloramiento a la superficie (4 puntos de control). Son de carácter ácido a débilmente ácido (valores medios de pH entre 4.6 y 5.7) y bajos valores de potencial redox (Eh medio entre 200 y 400 mV). Los bajos valores de Eh, claramente inferiores al de aguas superficiales bien aireadas, permiten pensar

en

su

procedencia

de

zonas

profundas

poco

oxigenadas. No obstante, estas condiciones no inhiben el avance de la oxidación de la pirita como se desprende de las altas concentraciones de sulfatos encontradas, si bien son sensiblemente inferiores a las obtenidas en el grupo anterior de aguas (valores medios entre 2200 y 2900 mg L -1, y concentraciones máximas de 4500 mg L -1). A pesar de que el pH de estas aguas no es excesivamente bajo mantiene en disolución elevadas cantidades del hierro derivado de la oxidación de la pirita, hecho al que

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

1.3.3.3. Aguas moderadamente afectadas por la oxidación

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

-1. Estos valores son sensiblemente más bajos que los encontrados en los dos grupos anteriores, lo que implica un menor grado de influencia de los procesos de oxidación de la pirita y/o un mayor grado de dilución. Dentro de este grupo se pueden distinguir claramente dos subgrupos de aguas que se diferencian entre sí, fundamentalmente, por el grado de neutralización de la acidez generada durante la oxidación. En este sentido se observa un grupo de aguas de carácter muy ácido, aunque en menor medida que las del área CS (No neutralizadas) y otro de carácter neutro (Neutralizadas). 1.3.3.3.1. No neutralizadas

Aguas moderadamente afectadas por la oxidación de sulfuros, no neutralizadas: La acidez generada durante la oxidación de la pirita está escasamente neutralizada, presentando valores medios de pH en el rango 3.1-3.5. Son asimismo, de carácter oxidante, similares a las del área CS (valores medios de Eh entre 600 y 700 mV) y mantienen

en

disolución

cantidades

relativamente

elevadas de hierro, pero siempre muy por debajo de las encontradas en los grupos de aguas anteriores (valores medios generalmente entre 20 y 200 mg L -1 con extremos de 4 y 340 mg L -1). Las relaciones molares de SO4 2-:Fet en disolución son siempre muy superiores a la teórica derivada de la oxidación de la pirita, lo que indica que se está produciendo una marcada precipitación de compuestos de Fe en los canales de circulación de agua, hecho

que

se

refleja

en

la

gran

acumulación

de

oxihidróxidos en los fondos de los canales. Paralelamente a

las

condiciones

de

acidez,

son

elevadas

las

concentraciones de Si (valores medios entre 11 y 14 mg L -1) y Al (generalmente entre 20 y 30 mg L -1, pero con

valores medios extremos de 145 mg L -1), así como de distintos metales pesados.

1.3.3.3.2. Neutralizadas

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

por

los

relativamente

bajos

valores

de

potencial redox (382-426 mV).

1.3.4. TRATAMIENTO PASIVO DE DRENAJES:

Los métodos de tratamiento convencionales o activos de aguas ácidas tienen un coste elevado, por lo que no pueden ser

mantenidos por un período prolongado una vez finalizada la vida de la mina. Máxime teniendo en cuenta que el problema de las aguas ácidas pueden perdurar, según las estimaciones de Younger (1997), varios cientos de años. En la última década se han investigado diversos métodos de tratamiento pasivo y se ha comprobado que dan buenos rendimientos en la neutralización del pH y en la eliminación de metales pesados. Además, requieren poco mantenimiento y su bajo coste puede ser asumido durante largos períodos de tiempo (de 20 a 40 años) una vez clausurada la instalación minera (Watzlaf, 1997b). Los métodos de tratamiento pasivo se basan en los mismos procesos físicos, químicos y biológicos que tienen lugar en los humedales naturales (wetlands), en donde se modifican favorablemente ciertas características de las aguas contaminadas, consiguiendo la

eliminación

de

metales

y

la

neutralización

del

pH.

Entre los métodos pasivos que más se han utilizado destacan los humedales

aerobios,

los

humedales

anaerobios

o

balsas

orgánicas, los drenajes anóxicos calizos (ALD, Anoxic Limestone Drains), los sistemas reductores de sulfato y producción de alcalinidad (RAPS, Reducing Alkalinity Producing Systems) y las barreras reactivas permeables cuando son aguas subterráneas (PRB, Permeable Reactive Barriers). En la práctica estos métodos se emplean solos o combinados, dependiendo del tipo de drenaje ácido y de los requerimientos del tratamiento.

En cuanto a los costes unitarios de los sistemas de tratamientos pasivos para aguas ácidas van a depender de una amplia serie de factores, pero a modo de ejemplo se pueden citar los costes de algunos sistemas experimentales. La USEPA (1996) informa que la Tennessee Valley Authority en la construcción de humedales aerobios para tratar drenajes ácidos de minas de carbón ha obtenido costes entre 3,58 US$/m2 y 32,08 US$/m2, y el Bureau of Mines de 10 US$/m2. En el caso de humedales

anaerobios construidos en Colorado (EEUU) se ha estimado un coste de 570 US$/m3. La USEPA (2000) en Coal Remining BMP Guidance referencia un coste total de 90.014 US$ para un sistema ALD construido en 1994 y diseñado para 30 años. Ziemkiewicz et al. (2000) estiman el coste total de cuatro RAPS construidos en Pennsylvania (EEUU), entre los años 1991 y 1996, obteniendo cifras entre 17.000 y 72.000 US$, para un período de vida de 20 a 30 años.

En Estados Unidos desde hace más de 15 años muchos investigadores y organismos oficiales vienen desarrollando con buenos resultados el empleo de sistemas de tratamiento pasivo para drenajes ácidos de mina. Entre 1984 y 1993 el U.S. Bureau of Mines estudió 13 humedales destinados al tratamiento de drenajes ácidos de minas de carbón, alcanzándose eliminaciones superiores al 85 % de los metales. En 1985 junto con la Tennessee Valley Authority construyeron 14 humedales para tratar drenajes ácidos procedentes de plantas mineras de carbón, consiguiendo incrementar el pH de 3,1 a 6,7 y una reducción para el Fe de 69 a 0,9 mg/l y para Mn de 9,3 a 1,8 mg/l (USEPA, 1996).

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

El nivel alcanzado con este tipo de tratamientos es tal que en la guía Best Management Practices elaborada por el Departamento del Agua de la USEPA, en la que se hace un inventario exhaustivo de áreas afectadas por drenajes ácidos de minas de carbón y que requieren su remediación, se recomienda el uso de tecnologías de tratamientos pasivos (humedales, RAPS, ALD y otros) por su reducido

coste

y

gran

eficacia,

y

llegan

a

proponer

la

incorporación de estos sistemas en los planes de restauración y clausura de las minas en operación (USEPA, 2000). En Canadá también se vienen aplicando sistemas pasivos en el tratamiento de drenajes ácidos. Entre 1990 y 1993 se construyeron dos humedales anaerobios experimentales para tratar las aguas ácidas de la mina de cobre Bell Copper (British Columbia). En los dos sistemas se incrementó el pH desde 3 hasta 6-8 y se lograron reducciones del 40 % y del 80 % de Cu con un tiempo de retención de 12 y 23 días, respectivamente. El rendimiento mejoraba al incrementarse el tiempo de retención y disminuía al descender la temperatura como reflejo de una menor actividad biológica (Sobolewski, 1996).

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

et

al.,

1994).

También

en

1995

se

construyeron

humedales a escala piloto para tratar los drenajes ácidos de la mina de carbón Gregory, en Queensland.

En esta región de moderada pluviometría (2000 mm) se han conseguido bajar los niveles de sulfato e incrementar el pH de 3,3 a 5,4-6,7, existiendo la Diseño, construcción y evaluación de un sistema en columna a escala de laboratorio para tratar aguas ácidas de mina necesidad de diseñar humedales de flujos subsuperficiales o sistemas RAPS para maximizar la eliminación del sulfato y minimizar la evaporación (Tyrrell et al., 1997). En Europa también se ha empezado a experimentar con estos sistemas. Así en el Reino Unido existen más de 14 humedales operando con sistemas de producción de alcalinidad, procesos aerobios y anaerobios, o una combinación de éstos. Están dedicados al tratamiento de aguas ácidas de minas de carbón, donde se ha llegado a eliminar más del 50 % de Fe. En febrero de 1995 se construyó en Quaking Houses de Durham (Inglaterra) el primer humedal anaerobio de Europa, consiguiéndose reducir en un 70 % la acidez del agua (9,6 g/m2día) y en un 62 % su contenido en Fe. De igual forma en abril de 1998 se construyó el primer RAPS en Pelenna (Gales), en el que se logró eliminar entre un 72-99 % de Fe con un tiempo de retención del agua en el sistema de 14 horas (Younger, 1997 y 1998). En junio de 1998, en el sur de Noruega, se construyó a escala piloto un sistema de humedales aerobios y anaerobios para tratar los drenajes ácidos de presas de residuos de la mina de níquel Storgangen. Para un caudal de 35 l/min y un tiempo de retención de 10 horas se eliminaba cerca del 98 % de Ni, observándose en invierno una disminución en la reducción de Ni de 35 a 71 % y en verano un incremento de 64 a 99 %. También se consiguieron buenos resultados en la eliminación de Al (96 %), Cu (98 %), Cd (98 %), Zn (99 %) y Cr (64 %)(Ettner, 1999).

También en España en los últimos años se vienen realizando

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

2.

CAPITULO II: TRATAMIENTO DE AGUAS ACIDAS

2.1.

GESTIÓN PREVENTIVA DE AGUAS ÁCIDAS

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

Prevenir y minimizar la generación de aguas

Planificar su

adecuada- mente

la

actividad

ácidas:

y

entorno, caracterizando los posibles

efluentes (sistemáticos

o

accidentales),

así como sus efectos sobre el medio. 2.

Detectar

y

concentraciones), generadores

de

caracterizar 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 entre uno u otro método, depende

las

condiciones

(origen, desagüe,

etc.), características (permanente

y

(físicas

temporal)

y

grado

de

químicas)

de

actividad, y carácter

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 el

daño

ambiental.

minimizar

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, ceñía a conseguir la máxima

recuperación

la

minería

económica

se del

mineral, sin prestar mucha atención a la contaminación misma. Esta pre-planificación permite evitar, o al menos minimizar, la contaminación,

si ésta se produce. Existen en la actualidad

técnicas adecuadas para la manipulación o corrector soluciones

de son

el

tratamiento

dichas aguas, aunque a menudo dichas 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 físicoquímico.

Las técnicas de remediación in situ de carácter biológico son dos: biorremediación y fitorremediación. La

biorremediación

(bacterias)

para

consiste

resolver

o

en

utilizar

mitigar

el

microorganismos 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

metales

suelen

La planta debe ser capaz de crecimiento poco tiempo.

radicular

ser

lento,

producir biomasa abundante en bioproductivas

y

somero.

de de poco

con

sistema

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 / A menudo requiere fertilización o eliminación del suelo, es menos modificación del suelo. Requiere costosa y menos agresiva. Mejora mantenimiento del suelo a largo las posibilidades de restauración plazo, para evitar la formación de del ecosistema.

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. El contaminante o un derivado Transforma los contaminantes en tóxico pueden acumularse en la formas menos tóxicas.

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 del metal. Es necesario Puede ser “in situ” o “ex situ”, y controlar procesos de especiación es aplicable tanto en sistemas e interacciones entre especies terrestres como acuáticos.

que puedan darse en el medio. Funciona como un birreactor, y requiere

mantenimiento

intensivo. 2.3.

ALMACENAMIENTO EN HUECOS MINEROS DE SUPERFICIE

La mejor forma de evitar la oxidación de los materiales piríticos es su almacenamiento en condiciones anóxicas, es decir: bajo agua (al menos a 1.20 m de profundidad). Para ello se requiere conocer el volumen disponible en cada embalse, por debajo de la cota máxima de agua admisible, información que podrá conseguirse mediante batimetría. En todo caso, hay que tener en cuenta si existe algún problema geotécnico de estabilidad y de evacuación de máximas lluvias (balance hídrico), que deberá ser resuelto previamente. Un procedimiento de actuación, que podría evitar problemas de estos depósitos de estériles (generación de aguas ácidas,

degradación superficial del suelo, e impacto paisajístico), consiste en su reintroducción en las minas subterráneas, y su posterior inundación controlada. Para analizar las posibilidades que ofrece esta opción será necesario

determinar

los

emplazamientos,

en

la

minería

subterránea, que pudieran reunir condiciones adecuadas para este almacenamiento, en minas que esté previsto su abandono definitivo e inundación. Estos huecos mineros existentes deberán cubicarse, al tiempo que tendrá que ser analizada la viabilidad técnica de reintroducción de los estériles. El aire no debe acceder al hueco minero, con lo cual cesa la producción de agua ácida, al evitarse la oxidación de la pirita. Hay que tener en cuenta que si los hastiales de cualquier galería subterránea contienen sulfuros, se produce la oxidación directa, durante la explotación, por acción conjunta del aire y el agua. Los productos que se forman son ácido sulfúrico y depósitos metálicos solubles, que dan lugar a costras y sedimentos de vivos colores. Esta oxidación puede penetrar profundamente

en

la

roca,

a

través

de

las

fracturas

mineralizadas. Cuando la mina se inunda, los productos de oxidación pueden afectar al agua allí almacenada. Esto explica que la calidad de los efluentes de una mina inundada mejore muy lentamente, ya que el agua que produce la mina no será de buena calidad hasta que no haya sido desalojada toda el agua contaminada contenida en ella, y ello requiere, normalmente, un período de muchos años. Aunque la inundación reducirá la posterior oxidación de los sulfuros, puede contribuir a la contaminación, en algunos casos, al incorporar a minerales oxidados previamente, o al producirse un aporte de aguas ya mineralizadas que fluyan hacia los acuíferos, o a la escorrentía superficial. Una opción, que debe ser analizada para confinar, al menos, una parte de los depósitos de estériles reactivos, es la referente

a la utilización de excavaciones realizadas en superficie para la explotación minera o para extraer materiales de relleno para la minería subterránea. Los aportes de agua a los huecos mineros tienen una clara dependencia de las aguas superficiales. En estas condiciones es indudablemente que la mejor forma de reducir el aporte de aguas ácidas, a las labores mineras, consiste en disminuir el acceso de aguas superficiales a favor de las vías de circulación, que básicamente son las propias labores mineras y las fallas subverticales. Se requiere para ello:  Cubicar estos huecos hasta alcanzar una morfología

superficial adecuada.  Estudiar las características hidrogeológicas del entorno.  Analizar la integración morfológica en el paisaje.  Calcular

los

volúmenes

de

materiales

de

baja

permeabilidad y no reactivos, necesarios para recubrir a los estériles aquí apilados.  Localizar áreas que puedan aportar materiales litológicos

de recubrimiento de las calidades requeridas.  Estudiar, como alternativa, el empleo de geomembranas

de recubrimiento, cubiertas por materiales inertes.  Estudiar y definir la cobertera vegetal adecuada, para

estabilización, lucha contra la erosión, e integración paisajística.  Por supuesto toda posibilidad de actuación tiene que

tener en cuenta los nuevos volúmenes de estériles que proporcionará la reanudación de la actividad minera, caso de que así se decida y, en cualquier caso, tiene que evitar invalidar cualquier opción de actividad minera futura.

2.4.

ELIMINACIÓN POR EVAPORACIÓN

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

2.5.

PROGRAMA DE VIGILANCIA Y CONTROL

Puede entenderse como tal todo programa de auscultación continua, que permita definir, en cualquier momento, las causas de los cambios de calidad de las aguas, las fuentes de contaminación existentes o potenciales, y la predicción de la naturaleza

de

los

futuros

cambios

de

calidad.

Desgraciadamente, tal control sólo incluye con frecuencia el muestreo de pozos o manantiales, y así se incluye como única práctica a realizar en muchos programas de auscultación.

3.

CAPITULO III: TÉCNICAS DE

REMEDIACION DE AGUAS ACIDAS

3.1.

NEUTRALIZACION

La neutralización es el método más común de tratamiento de aguas residuales y es de operación simple. La neutralización de efluentes empleando cal, permite aumentar los niveles de alcalinidad de las aguas, hasta obtener un efluente neutro que cumpla con los LMP.

Las aguas de mina y las de algunos procesos metalúrgicos contienen cierta acidez, lo que facilita la disolución de elementos

químico,

convirtiéndose

en

problemas

de

contaminación.

Dentro de las principales tecnologías de neutralización de la acidez y remoción de los metales pesados se tienen:

 Precipitación con lechada de cal  Adsorción con carbón.  Intercambio iónico  Osmosis reversible  Electrodiálisis  Ozonización.

 Ingeniería de pantanos.

La segunda, tercera y cuarta tecnología son más bien costosas y también generan otros efluentes que requieren ser tratados. La Electrodialisis y la Ozonización son métodos relativamente nuevos que están siendo probados y que aparentemente resultaran costosos. La tecnología de ingeniería de pantanos consiste en almacenar grandes cantidades de lodos, pero, es sensible a las altas concentraciones de metales pesados.

La precipitación de metales pesados con cal, es bastante conocida y es la menos costosa.

3.1.1. NEUTRALIZACIÓN CON LECHADA DE CAL

Se aplica especialmente para soluciones de agua de mina ácidas usándose como neutralizante, primero, caliza si el agua es muy ácida y luego lechada de cal. Esta tecnología garantiza precipitar en forma de hidróxidos a los elementos zinc, plomo, fierro, cobre, manganeso, níquel, entre otros. Con pequeñas modificaciones precipita sostenidamente elementos altamente perjudiciales como cromo, cadmio, selenio, y las que se exigen para el agua potable, aunque este no es el caso para la mayor parte de los problemas minero metalúrgicos.

Las principales reacciones químicas que caracterizan al proceso de neutralización se presentan en las ecuaciones químicas siguientes:

M2 + SO2- + Ca+2 + 2 (OH)- - 2 (H2 O) à M (OH)2 +Ca SO4*2(H2O)

2(M)-3 + 3(SO4)2- +3(Ca)2- +6(OH)- +6(OH)- +6H2Oà 2M(OH)3 +3CaSO24*2(H2O) La reacción de oxidación del hierro ferroso a hierro férrico es representada por la siguiente ecuación química:

4Fe2+8(OH)-+O2+2(H2O) à 4Fe3+ + 12(OH)-

Esta oxidación es para formar compuestos más estables y no permitir la redisolución que ocasiona también la redisolución de otros elementos pesados perjudicando la calidad del efluente liquido

tratado.

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

realmente

costoso.

Un factor importante es el porcentaje de sólidos con que sedimentan los lodos en el proceso de neutralización y ello depende del tipo de sulfato de calcio formado con una o mas moléculas de agua lo cual dependerá de los parámetros del procesos y de la concentración de los iones sulfato presentes en el efluente tratado; estos precipitaran como compuestos tipo “gypsum”. Para el proceso de neutralización de efluentes líquidos ácidos utilizando lechada de cal, existen tres métodos: A. El primero método es conocido como el proceso de

neutralización simple. El cual es el tratamiento en la forma más simple de neutralización con lechada de cal

(adición de cal efluentes, agitación y sedimentación dentro de una poza de relaves).

Se caracteriza principalmente por:

 Mínima inversión  Bajo costo de operación.  Produce lodos sedimentados con 2.4 a 5 0% de

sólidos, ocupando grandes volúmenes en la poza de decantación.  La

estabilidad

de

los

lodos

decantados

es

cuestionable a largo plazo.

B. El segundo método conocido como el proceso de los lodos

de baja densidad (low density, LDS), utiliza en el proceso de neutralización, además de cal y agitación, la inyección de aire para la oxidación del hierro ferroso a hierro y los lodos

son

sedimentados

en

un

clarificador.

Se distingue por:

 Una moderada inversión.  Costo de operaciones también moderadas.  Produce lodos sedimentarios con 5-10% de sólidos.  Genera buena calidad de agua.  Los lodos generados tienen una buena estabilidad

química y física.

C. El tercer método es llamado de lodos de alta densidad el

cual se caracteriza por el uso durante la neutralización con cal de aire para la oxidación del Fe ferroso a Fe férrico y la recicurlación parcial de los lodos sedimentados en un clarificador en la etapa de neutralización, destacándose este método por :

 Más bajos costos de operación en el largo plazo.  El volumen que ocupan los sólidos decantados es

alrededor del 1% al 5% del volumen que ocupan los otros dos métodos.  Se genera una mejor calidad de agua  Los lodos producidos son superiores en cuanto a la

estabilidad química y física llegando a tener entre 25-30%

de

aproximadamente

sólidos el

en 50%

clarificados en

la

poza

y 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 neutralizar

la

carga

alcalina.

se utiliza para

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 producen

productos

químicos

desechos

muy

y

ácidos

farmacéuticos que

deben

neutralizarse con cal antes de tirarlos al ambiente. Las fábricas de explosivos y municiones consumen enormes cantidades de cal para neutralizar los concentrados de ácido sulfúrico contenidos en sus desechos.  Minería: Los drenajes altamente ácidos de las minas

de carbón activas o abandonadas, las soluciones acuosas con cianuro de los procesos de extracción por dilución de metales no ferrosos, entre otros se neutralizan y estabilizan con cal para evitar la contaminación ambiental de suelos, aire y mantos acuíferos.  Fábricas de papel y fibras: La cal junto con otros

coagulantes de apoyo, remueve el color de los efluentes de estas plantas y coadyuva a abatir la contaminación,

mediante

la

recuperación

de

valiosos sub-productos, que de otra manera serían contaminantes,

como

son

los

lignosulfatos,

levaduras, azúcares y el alcohol de los desechos sulfatados. La cal también es empleada en la neutralización de los desechos de ácido sulfúrico de las plantas de rayón y los sólidos disueltos en las descargas de las plantas fabricantes de telas de algodón estampadas a color.

 Plantas empacadoras de alimentos: Los desechos

líquidos del enlatado de vegetales y frutas pueden clarificarse con cal sola, o con coagulantes de apoyo, antes de descargarse al ambiente. En el procesamiento de cítricos, la cal permite clarificar las aguas residuales de este proceso, aprovechar la pulpa como un sub-producto para la alimentación animal y neutralizar la acidez y corrosión de los equipos del proceso. En los centrales azucareros el tratamiento de sus residuos, sólidos y líquidos, requiere de la cal como agente neutralizador de los residuos químicos contenidos en sus descargas. 4.

CAPITULO IV: CARACTERIZACIÓN MINERA CERRO VERDE S.A.A.

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

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

Mayo 2003

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

Resumen Ejecutivo

4.1.

Las operaciones realizadas anteriormente por SMCV S.A.A. estuvieron óxidos

o

esencialmente restringidas enriquecimientos

a

supergénicos

la

explotación

localizados

en

de 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 depósitos

restringida clásicos

de

de

los

sulfuros

pórfido

supergénicos. Estos

de cobre están zonificados.

Presenta una zona superior de óxidos la cual es adyacente a una zona transicional

de

óxido

–

sulfuro

dentro de

una

mineralizada con sulfuro hipógenico (chalcopirita – pirita).

zona 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. S.A.A.

decidió

Por

realizar

una

esta

evaluación

razón

SMCV

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

determinación

del

de

azufre

generación como

probablemente a la presencia

DAR

sulfuro

en

base

(pirita);

a

debido

significativa de alunita primaria

y una resistencia inusual de la pirita a la digestión estándar ácido nítrico.

la

con

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. representa la principal zona de mineralización

del

Ésta

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 (CaSO .2H O). 4 2

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 este resultado. Es sobre

necesario

contar

con

información

confirmar adicional

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 clima

árido en el control de la generación

DAR.

4.2.

Introducción

4.2.1. Antecedentes

El análisis presenta

sobre

en

este

las características documento

de desmonte que

se

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

Quebrada Enlozada.

un

depósito

de

relaves

(TSF)

en

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 para

la

generación

de ácido, sulfato soluble

y

metales. Desafortunadamente, las técnicas

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

Adicionalmente, la predicción de la

probabilidad de escorrentía o drenaje (acídico o no) de cualquier

instalación en Cerro Verde

está fuera del alcance de este estudio.

Geología económica

4.3.

Los depósitos de Cerro Verde y Santa Rosa representan depósitos clásicos de pórfido de cobre calco-alcalinos.

El stock de dacitas

mozoníticas porfíriticas (DMP) que están asociadas con los fluidos

mineralizantes

se

emplazaron

dentro

de

la

granodiorita Yarabamba (GYD) ligeramente más joven durante el Cretáceo superior al Paleoceno inferior. El

basamento

Gneiss Charcani del Precambrico (CHG) también se encuentra presente en el tajo Cerro Verde.

Los stocks de Cerro Verde y

Santa Rosa se presentan como cuerpos independientes por lo menos hasta una profundidad de 1000 metros, a mayor profundidad probablemente estos se juntan en un solo cuerpo. Los cuerpos de turmalina cuarzo y las brechas de sílice se presentan

alrededor

de

ambos

stocks

pero

también

se

desarrollaron juntos a grandes distancias (e.g., Cerro Negro a aproximadamente 5 km de distancia). Los

patrones

de

alteración

hipógena

hidrotermal

son

esencialmente simétricos y coaxiales con la intrusión porfirítica y varían desde un núcleo central potásico hacia afuera a través de zonas de alteración fílicas y propilíticas. propilítica

interna

está

Una

localmente superpuesta sobre la

alteración fílica adyacente a la zona potásica. argílicas avanzadas

y

las

alteración

alteraciones

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 potásicafílica.

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 cobre/hierro/manganeso

con

o

sin

óxidos

hidratados

carbonatos

y

de

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 características

determinaciones del

desmonte

(ca.

de

1996)

deben

las 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 identificar

el

último

aquellas

perfil

del

tajo

en

la

sección

e

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. pueden ser tanto de mineral

Estos intervalos

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 dentro

de

volúmenes

a

lo

largo

significativos

del

depósito

de

o

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

características

proporcionen información relativas

y

absolutas

de

preliminar

de

las

diversos

tipos

de

material de desmonte que puedan provenir de los tajos o sean dejados en las paredes de los

4.5.

El

mismos.

Programa de ensayos de laboratorio

programa

procedimientos

de

ensayos

se

convencionales

realizó

sobre

la

base

y estándares industriales.

de Sin

embargo, un trabajo previo de balance estático ácido-base en las muestras aspectos

de de

adecuados. análisis básico

Cerro

Verde

estos

(c.a.

1996),

indicó

procedimientos estándares

que

ciertos

no

eran

No obstante fue necesario desarrollar primero el (según

estándares

industriales)

recomendar alguna modificación o análisis adicional.

antes

de

Todos los procedimientos de laboratorio para este estudio fueron

desarrollados

Columbia

Research

Columbia, Canadá.

por

el laboratorio

Institute

(BCRI)

en

de

la

British

Vancouver,

British

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 determinaciones analíticamente

de

sulfuro

definidas

total

(especies)

(S

la

) TOT

de

base y

de

tres

sulfuro,

las

formas

incluyendo

“azufre como sulfuro” (S ), azufre como sulfato (S ) y azufre S SO4 insoluble”

(S ). I

procedimientos

Existen

diversas

“estándar” pero

el

variaciones BCRI

siguió

de 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.

Sulfuro total

4.5.1.2.

El sulfuro total fue determinado utilizando un Analizador de Azufre Leco que convierte el contenido de azufre en SO gas 2 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). Azufre

4.5.1.3.

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

determinado por digestión con ácido nítrico

como

sulfuro

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. Azufre

4.5.1.4.

como

sulfato

(digestión

con

ácido

clorhídrico concentrado) De las discusiones con los geólogos de mina, y de las inspecciones de campo y trabajos de laboratorio

previos

se

concluye que el procedimiento normal para la extracción de azufre como sulfato a

la

debe modificarse para

presencia de

adecuarse

alunita

(KAl (SO )2(OH) ). La alunita es el principal mineral de sulfato 3 4 6 probablemente presente en los depósitos de Cerro Verde y Santa Rosa pero es mucho menos soluble que el yeso, para el cual el procedimiento normalmente

general son

fue

lixiviadas

diseñado.

Las

muestras

con ácido clorhídrico 3N para

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

el sulfato fue determinado por

métodos turbidimétricos en la solución resultante.

4.5.1.5.

Azufre insoluble (por diferencia)

Esta fracción se refiere a todo el azufre que no es liberado por la digestión con ácido nítrico o ácido clorhídrico y es calculado por diferencia.

Típicamente, esta fracción del azufre total es

pequeña y no es tomada en cuenta para propósitos del balance ácido-base. En este caso, sin embargo, es grande.

La fracción significativa del total de azufre reportada como azufre insoluble (promediando 63%) es considerada irrealmente alta debido a que no es probable que existan otros minerales de azufre (en adición a la pirita y la alunita) en concentraciones suficientes para explicar la diferencia. De

hecho,

por

muestras

XRD

(discutidos

contenido azufre

de

azufre

menores

abajo) total

de

dos

encontraron

(chalcopirita

sólo

los

análisis

con

minerales

alto de

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) el

tratamiento

están

por

incompletamente

ácido. Las

disueltos

durante

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

concentración

de

por

determinar

sulfuro

la

insoluble,

fuente

de

la

alta

se realizaron

dos

experimentos para determinar si el sulfuro adicional podría ser

disuelto

por otros ácidos.

Para este experimento, dos

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

En ambos casos la cantidad de sulfuro liberado por

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

pirita y la alunita. En consecuencia

el sulfuro disuelto por digestión

por agua

regia probablemente es un sobreestimado del azufre como sulfuro si es que la muestra contiene una cantidad significativa de alunita. Análisis de difracción por rayos X (XRD – la

4.5.1.7.

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. azufre

estimado

por

ambas

Aunque el total de

técnicas

se

comparan

favorablemente, los resultados del análisis XRD indican que existen problemas significativos azufre

como

químicamente.

sulfuro

y

azufre

con

las

como

estimaciones

de

sulfato determinados

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

finalmente

ocurran

titulando

las

reacciones

inversamente

consecuentes con

una

y

base

estandarizada para determinar cuánto ácido fue consumido. Existen variables

diversas variaciones importantes

de

este

incluyen

la

procedimiento normalidad

del

y

las

ácido

agregado, el volumen del ácido agregado, el tamaño de grano de la muestra sólida, la de

reacción

y

las

temperatura de la reacción, el tiempo

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

permanecieron

en

del

ácido

ácido utilizado. aproximadamente

Las

muestras

12

horas

a

temperatura ambiente antes de realizar la titulación inversa. 4.5.3. Lixiviación

Prueba

de

diseñado

Lixiviación

para

(SPLP)

proporcionar

–

El

ensayo

SPLP

está

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).

Los

4.6.

Resultados

4.6.1.

Pruebas estáticas balance ácido base

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. 4.7.1.

ácido

Interpretación Potencial para generación de ácido y drenaje

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. aspecto mencionado está relacionado a

El segundo condiciones

meteorológicas, construcción del botadero, y manejo de agua. Este

último

asunto

cualitativamente

en

solamente este

puede

informe

ser

considerado

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

oxidación lenta de sulfuros entre eventos precipitación

drenajes u

de

que podrían ser liberados por lluvias

subsecuentes. Consecuentemente, el potencial para la producción de ácido debe ser considerado. Estudio previo de potencial DAR

4.7.1.1.

Se realizó un programa en 1996 que dio como resultado 93 y 36 muestras recolectadas de los depósitos Cerro Verde y Santa Rosa, respectivamente.

La mayoría de estas muestras fueron

obtenidas de la capa lixiviada, los minerales oxidados, las zonas de sulfuros secundarios y zonas de transición.

Todas

las determinaciones de formas de azufre y capacidad de neutralización de ácido fueron realizadas en el Laboratorio ACZ.

La revisión de la información presentó que

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

El

azufre insoluble en este caso se presenta como cantidades significativas de alunita, lo que hizo necesaria la utilización de ácido clorhídrico concentrado en el actual programa analítico (ver sección 3.1). Por consiguiente los valores de azufre como sulfato y azufre insoluble del programa de 1996 y del programa actual no son

comparables.

Los valores de sulfuro total desde el programa de 1996 y de los tres intervalos re-muestreados para este estudio concuerdan bien con aquellos del programa actual. El potencial para neutralización de ácidos (PNA) en 1996 fue determinado utilizando el más agresivo procedimiento “Sobek” (EPA M600/2-78-054 3.2.3) en comparación con el método de “ABA Modificado” utilizado en este estudio.

En consecuencia,

los resultados de los dos análisis son considerados no-comparables excepto en que los potenciales para neutralización

de ácidos obtenidos del programa de 1996 sean mayores de los potenciales obtenidos del programa actual. Los valores de 1996 son considerados como sobreestimados de los valores verdaderos de PNA para las rocas de desmonte, debido a que el procedimiento “Sobek” requiere que las rocas sean hervidas en ácido estándar, acción que permite que algunas reacciones consuman ácido (estas reacciones proceden en el laboratorio, sin embargo no es lo que usualmente sucede en el campo). Potencial

4.7.1.2.

de

generación

de

ácido

relacionado con la zona hipógena y los tipos

de

alteración de roca La distribución típica de minerales sulfurosos relacionados a las zonas de alteración hidrotermal de cuerpos típicos de cobre y molibdeno en pórfido, sugiere que los potenciales de generación de ácidos también deberían estar relacionados a las zonas de alteración. En realidad, la zona de alteración fílica en Cerro Verde y Santa Rosa parece tener las concentraciones de sulfuro total y azufre (no como sulfato) más bajas. Esto se parece a la distribución clásica de pirita en sistemas similares. En Cerro Verde las alteraciones propilíticas internas de la etapa tardía superpuestas en la zona fílica, también se presentan enriquecidas con sulfuro total. Mientras que las muestras colectadas de Santa Rosa generalmente contienen significativamente menos sulfuro total que sus equivalentes en Cerro Verde, el contenido de sulfuro (no como sulfato) en ambos depósitos es similar. La litología de origen parece tener poca influencia en la distribución de sulfuro

en

estos

depósitos.

El número

de

muestras

disponibles para derivar estas observaciones es poca y el muestreo adicional sería deseable. Las dificultades analíticas presentadas en la determinación de las cantidades de azufre como sulfuro y azufre como sulfato, complican

el entendimiento de la distribución de sulfuro dentro de estos cuerpos porfídicos. Sin embargo, algunos patrones parecen razonables. Dentro del depósito Cerro Verde la mayor concentración de azufre como sulfato parece estar dentro de la zona de alteración silícica. Si ese es el caso, la fuente del azufre como sulfato probablemente

es la alunita hidrotermal.

Para el propósito de este estudio, el azufre no como sulfato (el azufre total menos el azufre como sulfato) se considera el mejor indicador de la cantidad de azufre como sulfuro, así como el contenido de pirita y últimamente el potencial para la generación de ácido (PGA). Sin embargo, usar el azufre no como sulfato como indicador resulta en una ligera sobreestimación de los valores de pirita y PGA.

Una consideración importante para la evaluación de PGA del desmonte

de

Cerro

Verde

y Santa Rosa es que la digestión

estándar industrial (1:7 ácido nítrico) no disolvió mucho de la pirita en una de las muestras para el cual existe una caracterización por XRD. Si la digestión por ácido nítrico no disuelve la pirita en la mayoría de las muestras del depósito, se puede considerar que este método es un pobre indicador de la cantidad de azufre como sulfuro. Esta suposición ha sido aplicada en el presente caso y es la razón por la que en el presente estudio se utiliza el azufre no como sulfato como indicador de la cantidad de azufre como sulfuro en el depósito. Otro asunto que también requiere ser considerado es si una porción de la pirita es insoluble en el ácido nítrico, se puede inferir la presencia de una población de pirita resistente al ácido. Esta porción puede estar o no sujeta a oxidación y la producción de ácido; la información presente en este estudio no permite la solución de este asunto. diseminada

y

la

pirita

Es

posible

presente

en

que

la

micro-vetas

pirita tengan

comportamientos diferentes con respecto a la erosión. Si este es

el caso, una relación todavía más compleja puede existir entre PGA y el desmonte.

el

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 CaCO /tonelada 3 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

Promedi o (a) (mg/L en extract o) 0.0251 (b) 0.004 0.233 0.023 0.0081

Cu As Al Mn Mo

a =

Desviació Conc. No. de No. de n máxim Muestras Muestra Estándar o que s que (a) (mg/L) Exceden Exceden (mg/L en 1 DS 2 extracto sobre el DS sobre ) 0.043 (b) 27.9 4 2 (b) (b) 0.0062 0.044 5 1 0.179 0.72 1 0 1 0.045 0. 5 1 3 0.0514 0.453 1 0

100 X Estánd ar para Agua Potable (mg/L) 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.,