Ciclo Hierro Ambientes Organicos

Alternative options for passive treatment systems of acid coal mine drainage ECSC Agreement n 7220-AF/015

EPM - IST IMCL - LIMEISA

III-1. INTRODUCCIN

En funcin de la naturaleza de los procesos y reacciones en los que se basa el tratamiento del agua, los sistema de tratamiento pasivo pueden clasificarse en tres grupos, Tabla III-1 y Figura III.1.

TABLA III-1. SISTEMAS DE TRATAMIENTO PASIVO.

CONDICIONES Anaerobias BASE QUMICA Aerobias

PROCESO

TCNICAS

Neutralizacin por Drenaje anxico calizo disolucin de caliza Canales abiertos calizos, balsas calizas, etc. Oxidacin e hidrlisis catalizada por bacterias. Reduccin bacteriana del sulfato. Cinagas aerobias -Cinagas anaerobias -Balsas orgnicas -Biorreactores

Aerobias BASE BIOLGICA Anaerobias

SISTEMAS MIXTOS

Anaerobias

Reduccin bacteriana del sulfato. Sistemas de produccin Neutralizacin/oxidaci sucesiva de alcalinidad n qumica.

Los sistemas de base qumica actan en una secuencia de neutralizacin, oxidacin y precipitacin utilizando caliza como agente neutralizante. Su tcnica ms representativa son los drenajes anxicos calizos (Anoxic Limestone Drain, ALD, o Passive Anoxic Limestone Drain, PALD).

En el funcionamiento de los sistemas de base biolgica estn implicados diversos procesos microbianos y de accin biolgica, entre los que la reduccin bacteriana del sulfato y la oxidacin e hidrlisis catalizada por bacterias son los procesos dominantes. Sus tcnicas bsicas de aplicacin son las cinagas aerobias y anaerobias (aerobic/anaerobic wetlans), que reproducen las condiciones III - 1



de un humedal natural, y los biorreactores (bioreactors) y las balsas orgnicas (compost wetlands), que son dispositivos anxicos, construidos en el interior de tneles y galeras y excavados, respectivamente, que se rellenan de materiales ricos en materia orgnica.

Los sistemas mixtos constituyen , por el momento, la ltima generacin de mtodos de tratamiento pasivo. Son un hbrido entre los drenajes anxicos calizos y las balsas orgnicas, y en ellos se aprovechan para el tratamiento del agua procesos qumicos y biolgico de forma combinada. Las dos tcnicas principales desarrolladas hasta el momento son los Sistemas de Produccin Sucesiva de Alcalinidad (Successive Alkalinity Production System, SAPS) y las barreras reactivas verticales.

Las tcnicas de aplicacin o utilizacin de estos procesos se basan en crear las condiciones apropiadas para que aquellos se desarrollen de manera autnoma. Para ello los puntos clave son aportar los materiales y sustratos que determinan su desencadenamiento (caliza, materia orgnica, etc.) y controlar el aporte de oxgeno, para conseguir ambientes anaerobios o aerobios segn se necesite, Tabla III-1.

Complementariamente, es necesario considerar otros factores para maximizar su eficacia y longevidad, tales como circulacin del agua, tiempo de residencia, caractersticas de los materiales utilizados, etc.

En los captulos siguientes se hace un repaso de las tcnicas ms representativas desarrolladas hasta el momento, los procesos en los que se basa su funcionamiento, limitaciones, criterios de diseo y dimensionamiento, y mtodos de construccin.

III - 2



SISTEMAS DE BASE QUMICAPROCESO: NEUTRALIZACIN POR DISOLUCIN DE CALIZA

DRENAJES ANXICOS CALIZOSARCILLA COMPACTADA

SUELO + REVEGETACIN

CALIZA

CALIZA

LMINA PLSTICA

CALIZA > 90 % CaCO 3

SISTEMAS DE BASE BIOLGICAPROCESO: OXIDACIN E HIDRLISIS CATALIZADA POR BACTERIAS REDUCCIN BACTERIANA DEL SULFATO

CINAGAS AEROBIAS Y ANAEROBIAS

plantacin de carrizos

tierras naturales BALSAS ORGNICASSUSTRATO ORGNICO

salida

BIOREACTOREStabique de separacin

captacin entradaSUSTRATO ORGNICO

interior de la galera

SISTEMAS MIXTOSSISTEMAS DE PRODUCCIN SUCESIVA DE ALCALINIDADLMINA DE AGUA MATERIA ORGNICA CALIZA

Figura III-1. Esquemas bsicos de sistemas de tratamiento pasivo. III-3



III-2. SISTEMAS DE BASE BIOLGICA

III-2.1. Procesos biolgicos y biogeoqumicos implicados en el tratamiento

Cuando las aguas cidas se exponen o entran en contacto con un ambiente orgnico (plantas, microorganismos, materia orgnica, etc.) se desencadenan una serie de procesos qumicos, fsicos y biolgicos que tienen como resultado una disminucin del contenido metlico del agua, el aporte de alcalinidad y la elevacin de su pH.

Estos procesos estn estrechamente interrelacionados y se producen de forman simultnea, Figura III-2, aunque se ha comprobado experimentalmente que su repercusin o influencia en la calidad final del agua es desigual, e incluso que en distintos momentos y en zonas diferentes de un mismo sistema de tratamiento, unos son dominantes sobre otros.

Los dos mecanismos que mayor influencia tienen en la eliminacin de los metales disueltos y la elevacin del pH del agua son la oxidacin e hidrlisis catalizada por bacterias y la reduccin bacteriana del sulfato. Su accin es la que se promueve y se utiliza en los distintos sistemas de tratamiento de base biolgica.

Mediante oxidacin e hidrlisis el hierro ferroso que est en disolucin forma oxihidrxidos e hidrxidos, virtualmente insolubles, que precipitan, con lo que disminuye el contenido en cationes metlicos del agua:

Fe2+ + 1/4 O2 + 3/2 H2O 6 FeOOH9 + 2H+ 9

Esta reaccin puede producirse por va qumica o catalizada por bacterias. A pH menor de 4 (o de 6, segn autores), la velocidad de la oxidacin qumica es prcticamente inapreciable, y la reaccin es debida fundamentalmente a la accin de una serie de bacterias aerobias oxidantes (Thiobacillus III-4



ferrooxidans, Thiobacillus thiooxidans y Leptopirillum ferrooxidans) que actan catalizando la oxidacin del hierro ferroso a frrico y la hidrlisis del sulfato frrico a hidrxido.

III - 5



COMPUESTOS DE HIERRO OXIDADOS E HIDROLIZADOSpo

O2

COMPUESTOS DE HIERRO REDUCIDOS F e S2Fe + 3OH

F e ( O H )3]

S,S =

m

tie

O2

FeS

+

O Ha alt[H-

F e 2O 3

O2

H+

Fe

+3

Fe

+2

Quelacin, adsorcin, bioacumulacin Descomposicin aerbica y desorcin Descomposicin anaerobia y desorcin

REACCIONES ANAEROBIAS REACCIONES AEROBIAS

COMPUESTOS ORGNICOS DE HIERRO

Figura III.2. Mecanismos de transformacin del hierro en ambientes orgnicos. (Basado en Hedin, 1989). III - 5



Las bacterias oxidantes se desarrollan de forma natural en medios acuosos oxigenados de pH cido cuando la concentracin en solucin de formas reducidas de azufre y de hierro es elevada. Con estos requerimiento, las condiciones que proporcionan las aguas cidas resultan idneas para su desarrollo.

Aunque la oxidacin e hidrlisis catalizada por bacterias es un proceso muy activo y eficaz para la eliminacin de hierro, lo es menos con el manganeso, otro de los metales que suele presentar las concentraciones ms elevadas en los drenajes cidos generados en minas de carbn, ya que la oxidacin de este elemento catalizada por bacterias no se produce cuando el pH del agua es inferior a 6.

Adems, el hierro ferroso provoca la reduccin y resolubilizacin de los xidos de manganeso, por lo que su eliminacin y la del hierro no se produce de forma simultnea sino secuencial, y hasta que prcticamente todo el hierro no desaparece de la disolucin (Fe < 2 mg/l) no se produce eliminacin neta de manganeso (Hedin y Nairn, 1992).

Por otro lado, la oxidacin e hidrlisis no ayuda a elevar el pH del agua. Al contrario, como en esta reaccin se genera acidez protnica, si las aguas a tratar carecen de alcalinidad, puede, incluso, producirse un descenso del pH.

Para que el efecto positivo de la oxidacin e hidrlisis catalizada por bacterias sea mximo es necesario que el nivel de concentracin de oxgeno y el pH se mantengan dentro de niveles adecuados:

S

Aunque las bacterias oxidantes son propias de ambientes cidos, su actividad decrece progresivamente segn desciende el pH por debajo del lmite inferior de su rango ptimo de actividad. Este lmite inferior es distinto para las diferentes bacterias oxidantes, aunque, en general, se sita en torno a 2,5 para la mayora de ellas.

S

Son organismos aerobios estrictos, que utilizan el oxgeno disuelto en el agua como fuente primaria de energa, por lo que necesitan que este elemento est disponible en abundancia. III - 6



La reduccin bacteriana del sulfato es un proceso que se desencadena de forma natural en ausencia de oxgeno, cuando existe abundante materia orgnica y sulfato. En l ciertas bacterias anaerobias, como el Desulfovibrio sp., utilizan en su respiracin carbono orgnico y sulfato, generando sulfuro de hidrgeno y bicarbonato.

El sulfuro de hidrgeno puede permanecer disuelto en el agua, hasta que escapa como gas, o bien, mediante una serie de reacciones secundarias, formar diversos sulfuros y polisulfuros metlicos, azufre elemental, monosulfuro de hierro y pirita, que son insolubles, Tabla III-2.

El bicarbonato reacciona a su vez con distintos cationes metlicos y forma carbonatos metlicos que tambin precipitan.

TABLA III-2. REACCIONES QUMICAS DERIVADAS DE LA REDUCCIN BACTERIANA DEL SULFATO

PROCESO Reduccin del sulfato

REACCIN 2 CH2O (materia orgnica) + SO4= H2S + 2HCO3H2S HS- + H+ HS- S= + H+ HS- + 1/2 O2 + H+ S + H2O HS- + (x-1)S Sx= + H+ Fe2+ + HS - FeS + H+ FeS + S FeS2

Ionizacin del sulfuro de hidrgeno Formacin de azufre elemental Formacin de polisulfuros Formacin de monosulfuro de hierro

Formacin de pirita

Fe2+ + S + H2S FeS2 + 2H+ Fe2+ + Sx= + HS - FeS2 + Sx= + H+ III - 7



La reaccin global que representa este proceso, es la siguiente:

2 CH2O (materia orgnica) + SO4= H2S + 2HCO- S, SFe, SFe2, carbonatos metlicos

Esta cadena de reacciones contribuyen a disminuir la concentracin de iones metlicos en el agua, tanto de hierro como de otros metales, y, lo que es ms importante, en ella se consume acidez y como consecuencia, el pH del agua se eleva significativamente.

Los factores clave para que se produzca la actividad de las bacterias reductoras del sulfato son los siguientes:

S

Ausencia de oxgeno, ya que este tipo de bacterias son anaerobias, y aunque resisten bajas concentraciones de oxgeno disuelto, su actividad en estas condiciones decrece significativamente.

S

Abundancia de materia orgnica y sulfato, que son los elementos bsicos que utilizan en su respiracin.

Otros procesos biolgicos y biogeoqumicos que modifican positivamente la composicin qumica de las aguas cidas son la bioacumulacin, la quelacin, la adsorcin y el intercambio inico. Estos procesos tienen como consecuencia la formacin de compuestos orgnicos de hierro y otros metales, que se acumulan en los tejidos vegetales y en el sustrato.

Su potencial para el tratamiento del agua cida es muy reducido:

C

Los procesos de adsorcin, quelacin e intercambio inico se agotan por saturacin despus de algunos meses de exposicin del medio orgnico a los drenajes cidos, y la

III - 8



renovacin de la materia orgnica proporcionada por el crecimiento de las plantas es insuficiente para que continen activos estos mecanismos (Wieder, 1988; Hedin, 1992). C La acumulacin de metales en los tejidos de las plantas (bioacumulacin) vara considerablemente dependiendo del metal y de la especie vegetal de que se trate. En general, las plantas inferiores, como musgos y algas, tienen una capacidad para acumular hierro y otros metales mucho mayor que las plantas superiores.

Cuando se exponen musgos tipo Sphagnum a la accin de aguas con una concentracin moderada de hierro, acumulan tal cantidad de metal que a menudo se petrifican y mueren. Adems, cierto tipo de algas muestran una gran afinidad por el manganeso. En muestras de Oscillatoria y Microspora, dos especies de algas, obtenidas tras su exposicin a aguas cidas se han medido concentraciones de hasta 90 miligramos de manganeso por kilogramo de materia seca.

Los carrizos (Thypha sp.) y, en general, las plantas palustres son mucho menos eficientes en la acumulacin de metales en sus tejidos. Se ha calculado que en un humedal de carrizo que reciba drenajes con un contenido moderado de hierro disuelto ( 4 y contenido moderado en hierro y otros metales.

TABLA III-3. CRITERIOS DE DIMENSIONAMIENTO DE CINAGASCONTENIDO EN HIERRO < 50 mg/l > 150 mg/l pH 6 CRITERIO DE DIMENSIONAMIENTO 5-15 m2/l min -1 0,1-2 m2/kg de Fe ao-1 1-2 m2/kg de Fe da -1 500 m2/kg de Fe da -1 5 g de Fe/m2 da -1 10 g de Fe/m2 da -1 20 g de Fe/m2 da -1 0,5 g de Mn/m2 da -1 10-20 g de Fe/m2 da -1 0,5-1 g de Mn/m2 da -1

pH/ALCALINIDAD

REFERENCIA

pH >4 pH 6).

III - 19



Si el contenido en metales es muy elevado, como sucede en algunas minas metlicas, las aguas cidas pueden resultar txicas para las plantas y ocasionar su muerte a corto plazo. En estos casos es preferible utilizar las cinagas nicamente como sistema de postratamiento, de manera que el contenido en metales del agua ya se haya reducido antes de introducirla en ellas.

III - 20



1. DIMENSIONAMIENTOTamao basado en la entrada de hierro y de manganeso: Fe: 10 - 20 g/m2 da y Mn: 0,5 - 1 g/m 2 da Superficie mnima (m2 ) = g Fe da/20 + g Mn da/0,5

2. DISEObalsa de decantacin

canal de distribucin gabiones o escollera de proteccin cascadas de aireacin

TUBERA MVILtubo principal

tubos mviles en T

plantacin de carrizos. distancia 0,3-0,5 m0,15-0,3 m

tierras naturales

CUNETAS ABIERTAS

B. DETALLE CINAGATUBOS PERFORADOS

A. DETALLE DISTRIBUCIN AGUA

Figura III.4. Esquema de diseo de cinagas aerobias. III - 21



Aunque las cinagas estn especialmente indicadas para drenajes de pequeo o medio caudal, este factor no representa una limitacin insalvable para su utilizacin, siempre que no haya restricciones de superficie, ya que puede diversificarse el caudal repartindolo entre el nmero de cinagas que sea necesario.

C

Necesidades de pre y postratamiento

El pretratamiento tiene como objetivo mejorar las caractersticas de las aguas cidas de cara a optimizar los resultados del tratamiento, incrementar la longevidad de la cinaga y ampliar sus posibilidades de utilizacin.

Antes de introducir las aguas es conveniente decantarlas en balsas situadas en la cabecera para retener los slidos en suspensin y evitar que stos se depositen en el interior de la cinaga. Esta medida previene la colmatacin e incrementa su vida activa.

En el caso de que las aguas sean netamente cidas es necesario realizar un pretratamiento encaminado a generar alcalinidad, utilizando drenajes anxicos calizos, balsa orgnicas, u otro sistema.

Como uno de los factores que puede limitar la eficacia de este sistema de tratamiento es la disponibilidad de oxgeno, es conveniente incorporar mecanismos de aireacin para oxigenar el agua antes de introducirla en las cinagas y reponer el oxgeno consumido en el proceso de oxidacin

La aireacin del agua, previa a su introduccin en el sistema es especialmente necesaria si el diseo incluye un pretratamiento en ambiente anaerobio.

III - 22



III-2.2.2. Balsas orgnicas (compost wetlands)

C

Descripcin

Las balsas orgnicas son depsitos rellenos de material muy rico en materia orgnica mezclado con grava caliza por los que se hacen circular lentamente las aguas cidas.

La denominacin inglesa del sistema, compost wetland, hace referencia a los primeros diseos que se realizaron. Wetland, por que se trata de un sistema de tratamiento que se desarroll a partir de las cinagas, y compost por ser este el primer material que se utiliz como relleno. En castellano, se utilizan diversos trminos, desde cinagas de compost, como traduccin directa del ingls, a otros ms descriptivos, como zanjas, trincheras o balsas orgnicas.

Constituyen lo que podra denominarse la segunda generacin de sistemas de tratamiento pasivo. Se desarrollaron a partir de constatarse en cinagas artificiales que la reduccin bacteriana del sulfato era un mecanismo de tratamiento ms completo que la oxidacin e hidrlisis catalizada por bacterias, ya que no slo permita eliminar cationes metlicos del agua, sino que tambin generaba alcalinidad, elevando el pH, y que se desarrollaba de forma natural en el interior del sustrato si ste contena abundante materia orgnica.

Inicialmente, la aplicacin de este mecanismo se realiz modificando el diseo de las cinagas aerobias para maximizar el contacto del agua con el interior del sustrato, en lo que se denominaron cinagas anaerobias.

Estos cambios, bsicamente, consistieron en la inclusin de mecanismos que obligaran al agua a mantener un flujo subsuperficial, mayor espesor del relleno y la utilizacin de materiales mucho ms ricos en materia orgnica. Pero manteniendo la plantacin de vegetacin palustre como fuente de renovacin de la materia orgnica consumida en el proceso. III - 23



1. DIMENSIONAMIENTO- Tamao basado en la tasa de eliminacin de acidez: 3,5 - 7,0 g m 2 d -1 Superficie mnima (m2 ) = g acidez da/ 3,5 - 7,0 - Tamao basado en el caudal y el tiempo de retencin: 14 h mnimo Superficie (m 2)= caudal (m 3 /h) x 14/0,3-0,5

2. DISEO- Espesor del relleno, 30 - 50 cm - Mezcla de materiales orgnicos y grava caliza, proporcin 3:1 - Sustrato permeable para hacer posible el paso del agua por el interior del sustrato - Posibilidades: estircol, paja, compost, restos de serrera y residuos forestales, lodos compostados de depuradora, etc. - Dispositivos de distribucin del agua en cabecera y de control del flujo - Balsa de decantacin en cabecera y balsa de recogida de precipitados o cinaga aerobia en la salida del sistema

MEZCLA DE MATERIA ORGNICA Y CALIZA

canal de distribucin RECORRIDO DEL AGUA

muros transversales de control del flujo

SECCIN TRANSVERSAL

Figura III.5 Esquema de diseo de balsa orgnica. III - 24



FOTO 7. Sistema de distribucin del agua en una balsa orgnica.

FOTO 8. Balsa orgnica (Quacking Houses, U.K.). III - 25



Posteriormente, a raz de experiencias realizadas para extender los resultados obtenidos en minas de carbn a minas metlicas, donde la gran acidez y la alta concentracin de metales del agua resultaban txicas para las plantas, estos primeros diseos evolucionaron hacia las actuales balsas orgnicas, al eliminarse la plantacin para evitar los problemas de fitotoxicidad, e incrementarse la profundidad de los depsitos, para aumentar la reserva de matera orgnica, y con ello, la longevidad del sistema, ante la ausencia de vegetacin.

C

Bases de funcionamiento

Como el proceso principal que se utiliza para el tratamiento de las aguas es la reduccin bacteriana del sulfato, para alcanzar la mxima eficacia del tratamiento deben conseguirse condiciones ptimas para la actividad de las bacterias reductoras.

Para ello, el diseo de este tipo de sistemas debe asegurar condiciones anaerobias, proporcionar al lecho bacteriano nutrientes adecuados y en cantidad suficiente para asegurar que el sistema permanezca activo a medio/largo plazo, y dar un tiempo de residencia suficientemente prolongado para que culminen las reacciones implicadas en la reduccin bacteriana del sulfato.

C

Criterios de diseo y construccin

Las balsas orgnicas se construyen en depsitos de profundidad variable (40-100 cm), generalmente excavados, aunque tambin pueden construirse de obra de fbrica o aprovechar estructuras mineras inactivas (balsas, depsitos, etc.), que se rellenan de una mezcla de materiales ricos en materia orgnica y caliza.

S

La forma y configuracin de las balsas debe favorecer la circulacin laminar lenta del agua y optimizar el tiempo de residencia del agua en el sistema y el contacto del agua con el sustrato en la zona anaerobia, con diseos que minimicen el riesgo de cortocircuitos hidrulicos y el encauzamiento por caminos preferentes.

III - 26



A este respecto, los criterios indicados las cinagas aerobias, son aplicables a las balsas orgnicas. Tambin en este sistema, la distribucin del agua de entrada y la proteccin del sustrato en los puntos de entrada del agua son factores clave del diseo, Fotos 3, 4 y 7.

S

El espesor del sustrato orgnico en la mayora de las balsas construidas hasta el momento oscila entre 30 y 45 cm. Se utilizan materiales orgnicos que aseguran una liberacin lenta del carbono, para prolongar al mximo la reserva de nutrientes.

Los materiales susceptibles de ser utilizados son muy variados: compost de residuos slidos urbanos o de residuos agrcolas, estircol de distintos animales (caballo, vaca, oveja), paja y heno, lodos compostados de depuradora, etc. Prcticamente cualquier material que tenga alto contenido en materia orgnica oxidable.

La mezcla de estos materiales con caliza incrementa la tasa de generacin de alcalinidad del sistema, al aadir el efecto debido a la disolucin del carbonato clcico. Generalmente, la proporcin de mezcla material orgnico/caliza es de 3 4:1 (un 20-30% en volumen).

Un mtodo sencillo para encontrar el material ms adecuado para el tratamiento, es rellenar una serie de pequeos recipientes (1,5-5 l de capacidad) con los materiales orgnicos susceptibles de ser utilizados, llenarlos hasta la boca con las aguas cidas que se van a tratar y cerrarlos, de manera que se consigan condiciones anaerobias. A lo largo de algunos das (con dos suele ser suficiente) se van extrayendo y analizando muestras de agua de cada uno de los recipientes para determinar, por comparacin, que material da mejores resultados.

Los materiales lignocelulsicos (rold forestal, residuos de descortezado y poda, virutas, serrn y otros restos de serrera, pasta de papel, pulpa de madera, ramas y hojarasca, etc.) muestran afinidad por ciertos metales, como arsnico, cobre, cinc y cadmio, y los eliminan diferencialmente de la disolucin por adsorcin de forma bastante eficiente. Aunque su capacidad se agota a corto plazo III - 27



al saturarse su superficie de metales, y es necesario retirar estos materiales y depositarlos en vertedero, o bien reciclarlos mediante lavado para utilizarlos de nuevo (Kuyucac y St-Germain, 1994).

La utilizacin exclusiva de materiales lignocelulsicos no suele dar buen resultado. Es conveniente mezclarlos con estircol fresco o compost sin madurar (10% en volumen), que actan como inoculo.

S

Circulacin del agua. Uno de los problema fundamentales que debe resolver el diseo de las balsas orgnicas es conseguir que el agua circule por el interior del sustrato en todo, o la mayor parte del sistema.

Una de las medidas bsicas para favorecer la circulacin subsuperficial del agua es utilizar en el relleno una mezcla de materiales que asegure buenas condiciones de permeabilidad y que minimice el riesgo de apelmazamiento, lo que inducira la circulacin laminar del agua sobre el relleno.

En este sentido la mezcla del material orgnico con grava caliza, adems de incrementar la tasa de generacin de alcalinidad, mejora la condiciones de permeabilidad del sustrato.

Complementariamente pueden utilizarse distintos mecanismos de control de la direccin dominante del flujo, para obligar al agua a circular por el interior del sustrato.

Las tuberas perforadas situadas en el fondo de la balsa no suelen dar buen resultado, ya que es frecuente que las partculas del material orgnico taponen las perforaciones. En el caso de utilizarse, para prevenir el taponamiento es conveniente proteger su salida con grava silcea u otro material que evite el contacto directo de stas con el sustrato.

III - 28



Otro mtodo es recubrir el dispositivo con una lmina plstica impermeable y disponer los niveles de entrada y salida del agua de tal manera que sta se vea obligada a circular a lo largo de toda la balsa por el interior del sustrato.

Este mecanismo de control del flujo puede aplicarse disponiendo el relleno en contrapendiente respecto de la direccin de flujo, y situando los punto de entrada y salida del agua de tal forma que el nivel de la lmina de agua quede situado, en la mayor parte de la longitud de la balsa, por debajo de la superficie de relleno.

En los ltimos diseos realizados, el control del flujo de agua se realiza dividiendo la balsa en mdulos mediante una serie de muros transversales, elevados sobre el nivel del agua, con una serie de aperturas en la base que constituyen la nica va de paso para el agua.

C

Dimensionamiento

El dimensionamiento de las balsas orgnicas puede realizarse en funcin de la entrada de acidez o del tiempo de residencia del agua en el sistema, Tabla III-4.

Los criterios de dimensionamiento basados en el contenido en acidez del agua se han establecido a partir de los resultados obtenidos en distintas experiencias de campo y laboratorio, que han permitido determinar la tasa media de eliminacin de acidez que proporciona este sistema de tratamiento.

De ellos, el primero en definirse y el ms utilizado es el desarrollado por el U.S. Bureau of Mines (Watlaf, 1998). En l se establece que la tasa de eliminacin de acidez proporcionada por las balsas orgnicas se sita entre 3,5 y 7 g/m2 da-1. Aunque en algunas experiencias realizadas en el Reino Unido aplicando este criterio se han obtenido resultados de hasta 9,5 g/m2 da-1 (Younger, 1998).

III - 29



Respecto a los criterios basados en el tiempo de residencia, se ha establecido experimentalmente que la eficacia del tratamiento se incrementa de forma directamente proporcional al tiempo de residencia, hasta un lmite de tiempo que se sita en torno a las 12-14 horas, a partir del cual la calidad del agua no cambia de forma apreciable.

TABLA III-4. CRITERIOS DE DIMENSIONAMIENTO DE BALSAS ORGNICAS

CRITERIOS Tiempo de residencia Tiempo mnimo 12-14 horas. Contenido en acidez del agua de entrada Tasa de eliminacin de acidez: 3,5 -7 g m-2 da- 1

FRMULA DE CLCULO Volumen (m3)= caudal (m3/h) x tiempo de residencia/volumen de poros Superficie (m2) = g acidez da-1 / 3,5 -7

C

Limitaciones del sistema

La composicin qumica del agua no impone limitaciones para la utilizacin de este sistema de tratamiento. Es adecuado tanto para aguas netamente cidas como para aguas netamente alcalinas, y admite un alto contenido en cationes metlicos y en oxgeno disuelto, al menos tericamente (Watlaf, 1998).

Las limitaciones para su uso provienen de la disponibilidad de espacio para construir las balsas, cuando se trata de efluentes de caudal importante y muy cidos, ya que en estos casos se necesitan balsas de gran tamao para lograr el tiempo de residencia y la superficie que requiere el tratamiento.

Por otro lado, las bacterias reductoras del sulfato son mesfilas y su actividad se reduce al descender la temperatura, por lo que en climas fros su eficacia puede reducirse significativamente durante el invierno. III - 30



El riesgo de contaminacin orgnica del agua derivado del contacto de sta con el sustrato de relleno es despreciable. En las experiencias realizadas hasta el momento se ha observado que si bien, en los primeros meses de funcionamiento se produce un incremento importante de la demanda qumica de oxgeno del agua (DQO), al cabo de 1 a 3 meses la DQO del agua de salida de las balsas vuelve a ser similar a la del agua de entrada.

C

Necesidades de pre y postratamiento

Las necesidades de pretratamiento se reducen a la decantacin de los slidos en suspensin para evitar que se introduzcan en la balsa, donde podran ocasionar disminucin de la permeabilidad del sustrato al colmatar sus poros.

A la salida de las balsas es conveniente instalar otra balsa de decantacin y recogida de precipitados, o bien una serie de cinagas aerobias, para retener los flculos de hierro y otros metales y complementar el tratamiento mediante oxidacin e hidrlisis.

III-2.2.3. Otras tcnicas de aplicacin

C

Biorreactores (Bioreactors)

Este sistema es una variacin de las balsas orgnicas que se utiliza para el tratamiento de drenajes cidos de minera de interior. Su base de funcionamiento es tambin la reduccin bacteriana del sulfato.

Se construyen en el interior de las galeras por la que drenan los efluentes a tratar. En ellas se crea un depsito mediante dos muros de cierre transversales, uno situado en la salida de la galera y el otro en el interior, a una distancia determinada de aquella, dependiendo del tamao de biorreactor que se necesite. Este depsito se divide mediante un muro longitudinal en dos compartimentos paralelos, comunicados mediante un rebosadero situado en la parte interna del depsito, Figura III.6. III - 31



Este depsito, al igual que en las balsas orgnicas, se rellena con una mezcla de materiales ricos en materia orgnica y de grava caliza.

A. PLANTAsalida del bioreactor tabique de separacin entrada al biorreactor muro exterior de cierre

SUSTRATO ORGNICO

tubera de captacin muro interior de cierre

B. PERSPECTIVAtubera de captacin tabique de separacin

AGUAmuro interior de cierre entrada al biorreactor muro exterior de cierre

salida del biorreactor

Figura III.6. Esquema de biorreactor. III - 32



Por detrs del muro interior de cierre, el nivel del agua se eleva hasta una altura determinada, que marca la diferencia entre el caudal del efluente y el caudal de paso que permite la tubera de captacin del drenaje. El embalse as formado acta a modo de balsa de decantacin, ya que la tubera de captacin suele situarse de forma que recoja el agua de las capas altas, donde el contenido en slidos en suspensin es menor.

Para aumentar el tiempo de residencia, el drenaje cido captado en el muro interior de cierre no se introduce inmediatamente en el sistema, sino que conduce mediante una tubera a travs del depsito, introducindola por la parte exterior de uno de los compartimentos longitudinales. La salida del agua se realiza en la parte externa del otro compartimento longitudinal. De esta manera el agua est obligada a recorrer toda la longitud de ambos compartimentos.

Para asegurar que el agua circula por todo el espesor del sustrato aportado, los tubos de entrada y salida se colocan en la base del biorreactor, de manera que, como la conexin entre ambos compartimentos est situada en la parte alta del muro transversal, en el primero de ellos el agua se ve obligada a ascender por todo el espesor del sustrato de relleno para encontrar el paso al segundo compartimento, y en este a descender hasta la salida del sistema.

C

Cinagas anaerobias (Anaerobic wetlands)

Tal y como se ha comentado anteriormente, las cinagas anaerobias son similares a las aerobias, pero con algunos cambios en el diseo encaminados a lograr condiciones adecuadas para que el proceso dominante en el tratamiento sea la reduccin bacteriana del sulfato.

Los elementos principales de una cinaga anaerobia son:

S

Un sustrato muy rico en materia orgnica, ya que este elemento es la materia prima imprescindible para que se desencadene y mantenga el proceso de sulfatorreduccin.

III - 33



S

Vegetacin de alta productividad, para reponer la materia orgnica consumida.

S

Un rgimen de caudales que circule preferentemente por el interior del sustrato, para mantener las condiciones anaerobias que necesitan las bacterias reductoras del sulfato.

Se construyen en depsitos o excavaciones de mayor profundidad que los de las cinagas aerobias, diseados, tambin, para lograr una baja velocidad de flujo del agua.

Como sustrato suele utilizarse una mezcla de estriles no reactivos o tierras naturales y materiales ricos en materia orgnica (compost, turba, estircol, lodos compostados de depuradora, etc.). Su espesor debe ser superior a 45 cm para mantener condiciones de anaerobiosis.

El problema fundamental que debe resolver el diseo de este tipo de cinagas es conseguir que el agua circule preferentemente por el interior del sustrato. Para ello se han ensayado distintos sistemas, con desigual resultado (muros deflectores, de obra o construdos con pacas de paja, tuberas perforadas dispuestas en el fondo de la cinaga, lminas drenantes, etc.).

En los ltimos aos ha habido una marcada tendencia a sustituir las cinagas anaerobias por balsas orgnicas, y aquellas han dejado prcticamente de utilizarse.

III - 34



III-3. SISTEMAS DE BASE QUMICA

III-3.1. Procesos implicados en el tratamiento

Los sistemas de tratamiento pasivo de base qumica se basan en la utilizacin de la caliza como fuente de alcalinidad, en un proceso bastante parecido al del tratamiento activo (neutralizacin/oxidacin e hidrlisis/precipitacin).

Cuando la caliza entra en contacto con las aguas cidas (1) se disuelve y genera calcio, cido carbnico (H2CO3) y dixido de carbono disuelto (CO2) (2). El CO2 disuelto es un cido dbil que continua y potencia la disolucin de la caliza, generando ms calcio y bicarbonato (3).

(1)

CaCO3 + 2 H+! Ca2+ + *H2CO3*

H2CO3 representa el equilibrio entre el CO2 disuelto en agua y el cido carbnico (H2CO3), de CO2 aq + H2O H2CO3

acuerdo a la reaccin: (2)

(3)

CaCO3 + *H2CO3 ! Ca2+ + 2 HCO3-

El bicarbonato neutraliza la acidez de las aguas y eleva su pH, lo que acelera las reacciones de oxidacin qumica e hidrlisis de los metales, que pasan a formas insolubles abandonando la disolucin (4 y 5). El in calcio, por su parte, reacciona con el sulfato para formar sulfato clcico, tambin insoluble (6). (4) CaCO3 + HCO3- + H+! H2O + CO28 Fe2+ + 1/4 O2 + 1/2 H2O + HCO3- ! FeOOH 9 + H2O + 2 CO28 Mn2+ + 1/4 O2 + H2O + 2 HCO3- ! MnOOH 9 + 3/2 H2O + 2 CO28 Ca2+ + SO4= + 2 H2O ! CaSO49 + 2 H2O

(5)

(6)

III - 35



Si la disolucin de la caliza por las aguas cidas se produce en un ambiente oxidante, inicialmente el pH del agua se eleva hasta valores cercanos a la neutralidad (pH 6-8) y el hierro ferroso rpidamente se oxida e hidroliza formando hidrxido frrico, el cual precipita sobre la caliza formando un recubrimiento que impide que contine el proceso de disolucin, con lo que la generacin de alcalinidad cesa.

Sin embargo, en ausencia de oxgeno no se producen reacciones de oxidacin ni, por tanto, el recubrimiento de la caliza con precipitados insolubles, lo que permite que la generacin de alcalinidad contine.

Las condiciones de anoxia impiden la formacin de hidrxidos de hierro y manganeso, pero hay otros metales que hidrolizan y precipitan sin que sea necesario el paso previo de oxidacin cuando el pH del agua se eleva. Por ejemplo el aluminio, que hidroliza y precipita a pH >4, de manera que sus hidrxidos pueden formar recubrimientos sobre la caliza an en ausencia de oxgeno.

El recubrimiento y la inutilizacin de la caliza puede producirse tambin por la precipitacin del sulfato como sulfato clcico (6), reaccin sta que tampoco necesita de la presencia de oxgeno.

Por otro lado, la solubilidad de la caliza y su velocidad de disolucin dependen de la disponibilidad de dixido de carbono (Jacobson y Langmuir, 1970; Manahan, 1991). Las reacciones (1) y (3) se pueden formular de la siguiente forma:

(7)

CaCO3 + H+! Ca2+ + H2O + CO2

(8)

CaCO3 + H2O + CO2 ! Ca2+ + 2 HCO3-

Cuando la caliza se disuelve se produce CO2 (7), y este CO2 reacciona a su vez con ella, favoreciendo su solubilizacin y generando bicarbonato (8). De manera que cuanto mayor es la presin parcial de

III - 36



dixido de carbono (pCO2) ms soluble es la caliza, a mayor velocidad se disuelve y mayor cantidad de alcalinidad derivada del in bicarbonato se genera (4).

En sistemas cerrados, donde el intercambio de gases con la atmsfera est limitado, la mayor parte del CO2 producido permanece en disolucin, y la pCO2 es mucho ms alta que en sistemas abiertos, donde, al no existir impedimentos para el intercambio de gases con la atmsfera, el CO2 escapa en forma de gas y tan slo una pequea parte permanece en disolucin.

De forma que los sistemas cerrados ofrecen condiciones mucho ms favorables para el tratamiento de las aguas cidas que los sistemas abiertos, ya que en ellos la tasa de generacin de alcalinidad como bicarbonato es mucho ms elevada y la solubilidad de la caliza es mayor, por la mayor presin parcial de dixido de carbono existente dentro del sistema.

III-3.2. Tcnicas de aplicacin

III-3.2.1. Drenajes anxicos calizos (anoxic limestone drains)

C

Descripcin

Drenaje anxico calizo, que es el trmino ms empleado en castellano para hacer referencia a este sistema de tratamiento, es la traduccin del trmino ingls anoxic limestone drain. Alternativamente, algunos autores utilizan otras denominaciones como drenaje anxico en caliza, drenaje anxico alcalino o zanja caliza.

Los drenajes anxicos calizos (DAC) consisten en un lecho de caliza enterrado y recubierto con una lmina plstica, que asla la estructura del oxgeno del aire, a travs del cual se hace circular el agua cida, Figura III.7. III - 37



Mediante este sistema de tratamiento puede elevarse el pH del agua hasta valores cercanos a la neutralidad, e incluso superiores, desde pH iniciales inferiores a 3. La tasa de eliminacin de metales del agua que permite se sita entre el 45 y el 100%-

1. DIMENSIONAMIENTO- Tiempo de residencia 14 hora - Longevidad del sistema. Caliza necesaria para T aos, 14 h de residencia y un aporte de alcalinidad determinado. - Combinacin de ambos criterios

2. DISEO- La profundidad de la zanja excavada para alojar la caliza suele oscilar entre 1 y 2 m. - Es preferible que la relacin entre longitud/anchura est equilibrada, y no supere 5:1.

A. PERFIL LONGITUDINAL

CALIZA

CALIZA

CINAGAS

Tuberas de conduccin Movimiento del agua

B. SECCIN TRANSVERSALARCILLA COMPACTADA LMINA PLSTICA SUELO + REVEGETACIN CALIZA DE ALTA CALIDAD (> 90 % CARBONATO CLCICO)

Figura III.7. Esquema bsico de construccin y diseo de drenajes anxicocalizos III - 38

1,5



Est tcnica fue descrita por primera vez por la Tennessee Division of Water Pollution Control (TDWPC) (Turner y McCoy, 1990). La Tennessee Valley Division (TVD) paralelamente observ que la calidad de los drenajes cidos que filtraban a travs de una balsa de residuos de carbn mejoraba como consecuencia de su contacto con la caliza contenida en una antigua pista que haba quedado enterrada por la balsa.

Esta caliza se disolva rpidamente, elevando el pH del agua y aportndole alcalinidad, y no se recubra de precipitados, ya que las condiciones de anoxia prevenan el desencadenamiento de reacciones de oxidacin e hidrlisis. Una vez las aguas alcanzaban la superficie del terreno, y entraban en contacto con el oxgeno atmosfrico, los metales se oxidaban y precipitaban, mientras que el pH del agua se mantena en valores cercanos a la neutralidad (Brodie et al, 1991).

En 1989 la TVA y la TDWPC promovieron la realizacin de diversas experiencias encaminadas a la aplicacin de estas observaciones al tratamiento pasivo de aguas cidas y a la puesta a punto de diseos y tcnicas concretas. Desde 1990 estn siendo utilizados para el tratamiento de aguas cidas.

Inicialmente, los drenajes anxicos calizos se utilizaron preferentemente para el tratamiento de drenajes procedentes de minas de interior y como sistema de petratamiento de aguas netamente cidas, antes de su tratamiento en cinagas aerobias. Actualmente, se utilizan tanto para drenajes de minas subterrneas como de cielo abierto, y constituyen la base del tratamiento en muchos de los sistemas construdos.

C

Bases de funcionamiento

El tratamiento del agua en los drenajes anxicos calizos se produce por una secuencia de neutralizacin/oxidacin/hidrlisis y precipitacin.

S

La neutralizacin se realiza mediante la disolucin la caliza en el interior del drenaje, en condiciones de anoxia y en ambiente cerrado, sin contacto con la atmsfera. La ausencia de III - 39



oxgeno previene la precipitacin de hidrxidos metlicos insolubles sobre la caliza que pudieran recubrirla, eliminando su poder neutralizante. Y el aislamiento de la atmsfera determina una alta presin parcial de CO2, que favorece la disolucin de la caliza e incrementa la generacin de alcalinidad. Se ha determinado empricamente que la concentracin de CO2 en el interior de los drenajes anxicos es de entre 15 y 600 veces superior a la atmosfrica (Nairn et al, 1992)

S

La oxidacin e hidrlisis qumica de los metales y su consiguiente precipitacin en forma de hidrxidos bastante elevado se produce en el exterior del sistema. Cuando el agua sale del drenaje, tiene un pH bastante elevado, y al entrar en contacto con la atmsfera estas reacciones se producen por va qumica a una velocidad muy superior a la que tendran en medio cido.

C

Criterios de diseo y construccin

Los dos factores clave del diseo de los drenajes anxicos calizos son lograr condiciones de anoxia y controlar la circulacin del agua de manera que fluya de forma homognea a travs de todo el relleno de caliza.

S

Tamao y forma. Los drenajes anxicos calizos generalmente se construyen en zanjas excavadas, aunque tambin pueden construirse mediante obra de fbrica o aprovechando estructuras mineras inactivas (balsas, depsitos, etc.), Fotos 9 y 10.

Su tamao debe ser suficiente para albergar la cantidad de caliza necesaria para generar alcalinidad durante el plazo de tiempo deseado. En el apartado siguiente se tratan con detalle los criterios que pueden aplicarse para determinar sus dimensiones ptimas.

III - 40



FOTO 9. Drenaje anxico calizo de obra de fbrica construido en la salida de una galera. (Mina El Trinchern. Huelva, Espaa).

FOTO 10. Drenaje anxico calizo construido en una zanja excavada y recubierta de lmina de polietileno de alta densidad (Mina Angostura. Huelva, Espaa). III - 41



Otra consideracin de gran importancia a la hora de decidir el tamao y configuracin del sistema, es que el DAC debe permanecer totalmente inundado durante todas la pocas del ao. Para ello, es importante realizar un estudio previo para determinar los caudales medios, mximos y mnimos de los drenajes a tratar.

Una forma de asegurar que el caudal de entrada se mantiene ms o menos constante a lo largo del ao, es construir un sistema de captacin, almacenamiento y distribucin de las aguas, para recoger los drenajes a tratar y distribuirlos de la forma que se considere ms adecuada.

La profundidad del depsito en el que se aloja la caliza suele oscilar entre 0,6 y 2 m. La relacin entre longitud/anchura debe estar equilibrada para asegurar una circulacin lenta y homognea del agua.

En los DACs cortos y anchos con frecuencia quedan zonas sin inundar (cortocircuitos hidrulicos), mientras que en los que son largos y estrechos hay mayor riesgo de taponamiento hidrulico. En los drenajes que llevan ms tiempo funcionando la relacin longitud/anchura presenta un amplio rango que oscila entre 4:1 y 50:1, pero en los diseos ms recientes se est tendiendo a formas casi cuadrangulares, con una relacin longitud/anchura cercana a 1:1, y no superior a 4 o 5:1 (Watlaf, 1998).

El fondo de la excavacin, o del depsito construido, debe tener una pendiente del 0%, o cercana a este valor, para asegurar que toda la caliza queda inundada.

S

Circulacin del agua. Para maximizar el contacto del agua con la caliza, los drenajes anxicos calizos suelen dividirse en varios mdulos conectados por una serie de tuberas, dispuestas de tal forma que el agua entra por la parte baja de cada uno de ellos y sale por la parte superior,

III - 42



Figura III.7. De esta forma, el agua se ve obligada a recorrer en su trayectoria todo el espesor del sustrato y se evitan los flujos laminares por la superficie del lecho de caliza. La seccin de los tubos utilizados para el paso del agua debe ser adecuada al caudal previsto de tratamiento, y disponerse de forma que aseguren una buena distribucin del agua a lo ancho del DAC.

S

Caractersticas de la caliza. Es recomendable utilizar caliza de alta calidad, con un contenido en carbonato clcico superior al 90%, ya que se disuelve en el agua cida mucho ms rpida y fcilmente y contiene menos impurezas. No es conveniente utilizar calizas dolomticas porque su contenido en carbonato magnsico y calcicomagnsico es muy elevado y son menos reactivas.

En la mayora de los DAC construdos hasta el momento se han utilizado tamaos de piedra de entre 2 y 15 cm de dimetro. Este rango granulomtrico ofrece una gran rea de superficie reactiva y alta conductividad hidrulica. En diversas experiencias se ha comprobado que el tamao de poros que proporcionan los tamaos inferiores a 2 cm es demasiado pequeo y dificulta la circulacin del agua.

S

Aislamiento del oxgeno atmosfrico. Para impedir la penetracin del oxgeno atmosfrico y asegurar condiciones de anoxia, el lecho de caliza se envuelve con una lmina plstica impermeable, generalmente de polietileno de alta densidad (P.E.A.D) que es un material que resiste la intemperie sin alteracin de sus caractersticas.

No es conveniente disponer una capa de paja entre la caliza y la lmina plstica, tal y como se haca en los primeros diseos para reforzar las condiciones de anoxia y evitar el contacto directo entre ellas, ya que la actividad de las bacterias da lugar a la formacin de compuestos orgnicos insolubles que precipitan sobre la caliza.

III - 43



Para prevenir daos por pisoteo, vandalismo, la accin de los elementos, etc, es conveniente recubrir la superficie externa de la lmina plstica con una capa de suelo de 0,6 m de espesor mnimo, y proceder a su revegetacin. No debe revegetarse con especies arbreas ni con leosas que tengan un sistema radicular profundo, para evitar que las races perforen la lmina plstica de recubrimiento.

Algunos diseos incluyen una capa de arcilla intermedia, situada entre la capa de suelo y la lmina plstica, para reforzar el efecto aislante. Aunque esta medida no parece necesaria ya que los materiales sintticos en el mercado aseguran condiciones totales de aislamiento frente al aire y el agua.

C

Criterios de dimensionamiento

La cantidad de caliza necesaria para el tratamiento y las dimensiones de los DACs, pueden determinarse en funcin de la longevidad que se pretende dar al sistema, del tiempo de residencia del agua, o combinando ambos criterios, Tabla III-5.

El tiempo de residencia que se considera ptimo para alcanzar el nivel mximo de aporte de alcalinidad al agua es 15 horas, ya que la velocidad de disolucin de la caliza se hace considerablemente ms lenta despus de este tiempo y la adicin de alcalinidad no se incrementa de forma significativa (Hedin y Watlaf, 1994).

Por otro lado, hay que tener en cuenta que para mantener el mismo tiempo de contacto del agua con la caliza en todo momento, es necesario compensar las prdidas por disolucin, aportando mayor volumen de caliza del que sera necesario para lograr las 15 h de residencia del agua.

La cantidad de caliza para un tiempo de residencia de 15 h puede calcularse de acuerdo a la siguiente frmula: III - 44



M'

Q D tR Vp

donde, Q es el caudal del efluente a tratar. D es la densidad de la caliza suelta (1,6 -1,8 t/m3) tR es el tiempo de residencia, que debe ser igual a 15 h para lograr el nivel mximo de generacin de alcalinidad. Vp es el volumen de poros expresado en forma decimal (0,3 - 0,5).

Para compensar las prdidas por disolucin durante un periodo de tiempo determinado la cantidad de caliza requerida puede expresarse como:

M' '

Q C T X

donde, Q es el caudal del efluente a tratar. C es la concentracin esperada de alcalinidad en el efluente tras el tratamiento. T es el periodo de tratamiento que se pretende. X es el contenido en carbonato clcico de la caliza expresado en forma decimal.

La suma de estas dos ecuaciones representa la cantidad total de caliza requerida para el tratamiento: M' Q D tR VP % Q C T X

III - 45



La cantidad de alcalinidad que va a generar el sistema puede predecirse simulando un DAC en el laboratorio, rellenando un recipiente con la caliza que se va a utilizar y el agua a tratar. Este recipiente se cierra hermticamente y se mantiene as durante dos das. Se ha encontrado una gran correlacin entre las concentraciones de alcalinidad obtenidas en esta simulacin y las reales de los DAC construidos (Watlaf, 1998; Watlaf y Hedin, 1993).

Para aplicar este criterio algunos autores sugieren utilizar 5.800 kg de caliza por litro/minuto de caudal, para obtener una generacin de alcalinidad de 300 mg/l y 20 aos de vida til del sistema (Kepler, 1995). Una regla ms conservadora, que asegura condiciones adecuadas para el tratamiento de la mayora de las aguas, es utilizar 7.200 kg de caliza por cada litro minuto de caudal (Watlaf y Hyman, 1995).

TABLA III-5. CRITERIOS DE DISEO DE DRENAJES ANXICOS CALIZOS

CRITERIOS DE DIMENSIONAMIENTO

FRMULA DE CLCULO Caliza (m3)= caudal (m3/h) x tiempo de residencia (15 h)/ vol. poros (m3 x 2 para asegurar 20 aos de actividad.) Caliza (t) = Q D tR /VP

Tiempo de residencia

Longevidad del sistema

Caliza (t) = Q C T/ X Caliza (t) = entrada de acidez (t/ao) x periodo de actividad (aos)/ % carbonato clcico x % disolucin

Combinacin de ambos criterios Caliza (t) = (Q D tR /VP ) + (Q C T/ X) Caliza (kg) = 5.800 - 7.200 kg por l/minQ= caudal (m3/ h); D= densidad de la caliza(t/m3); tR= tiempo de residencia (h); VP = volumen de poros; C= [alcalinidad esperada en el efluente](t/m3); T= periodo de tratamiento (h); X= contenido en carbonato clcico de la caliza en forma decimal.

III - 46



C

Limitaciones del sistema

El tratamiento mediante drenajes anxicos calizos nicamente es aplicables a aguas ferrosas (Fe3+< 2-10 mg/l), con bajo contenido en oxgeno disuelto (O.D. 90%) y, de 0,30 a 1 m de espesor. La reduccin del hierro y el consumo de oxgeno producidos en la capa orgnica previene la formacin de hidrxidos y la colmatacin de la caliza.1. DIMENSIONAMIENTOTamao basa do en: - El tiempo de retencin en la capa de caliza (14 h mnimo). Volumen de caliza (m3)= caudal (m3/h) x 14 h/volumen de poros - Tasa de eliminacin de acidez: 30-50 g/m2 y da Tamao mnimo (m2)=g acidez da/30-50

2. DISEOsistema de distribucin del agua

tubos perforados

captacin

C I N A G A S

AGUA

MATERIA ORGNICA

CALIZA

SAPS

TUBO PERFORADO TUBO CONDUCCIN

1-1,5 m 0,5-0,75 m 0,75-1 m

LMINA DE AGUA MATERIA ORGNICA CALIZA

A. SECCIN TRANSVERSAL

Figura III.8. Esquema bsico de diseo de S.A.P.S. III - 55



FOTO 11. Sistema de distribucin del agua de entrada.

FOTO 12. Vista general de un sistema de produccin sucesiva de alcalinidad (Pellenna River, U.K.). III-56



S

La salida del agua se realiza a travs de una serie de tubos perforados situados bajo la capa de caliza, que desaguan en unas balsas exteriores o en un sistema de cinagas aerobias, donde se produce la oxidacin y precipitacin de los metales.

La circulacin vertical del agua evita los problemas de taponamiento por el alto gradiente hidrulico existente y la gran presin de cabeza que proporciona la columna de agua, en comparacin con la baja presin hidrulica de los sistemas de flujo horizontal. Adems, la superficie de la seccin transversal (perpendicular a la direccin del flujo de agua) en este tipo de sistemas es mucho mayor que la que ofrecen DACs, balsas orgnicas, etc.

C

Dimensionamiento

Las dimensiones de los SAPS pueden establecerse, como en las balsas orgnicas, en funcin de la entrada de acidez, tomando como referencia una tasa de eliminacin de acidez de 30-50 g/m2 da-1 (Watlaf, 1998).

Otras frmulas de dimensionamiento, como en los DAC, se basan en el tiempo de residencia del agua en la capa de caliza. Para asegurara un tiempo de residencia mnimo de entre 12 y 15 horas y 20 aos de vida til del sistema, la cantidad de caliza recomendada oscila entre 5.800 y 9.700 kg de caliza por litro y minuto, segn se consideren criterios ms o menos restrictivos (Kepler, 1995, Watlaf, 1998).

Algunos autores apuntan que el volumen necesario de caliza para asegurar 30 aos de vida til del sistema es, aproximadamente, el doble del requerido para 14 horas de residencia del agua, calculando ste sin considerar las prdidas por disolucin (Hedin et al., 1994).

III-57



TABLA III-6. CRITERIOS DE DIMENSIONAMIENTO DE SAPS

CRITERIO DE DIMENSIONAMIENTO

FRMULA DE CLCULO - Caliza (m3) = caudal (l/m3) x tR/Vp (forma decimal)

Tiempo de residencia en la capa de caliza (mnimo 12-15 h)

- 2 x volumen de caliza para 14 horas de residencia, til para 30 aos de actividad. - Caliza (kg) = 5.800 - 9.700 kg por l/min - Caliza (t) = (Q D tR /VP ) + (Q C T/ X)

Contenido en acidez del agua de entrada Eliminacin de acidez: 30 -50 g m-2 da - 1

Superficie (m2) = g acidez da -1/ 30 -50

Q= caudal (m3/ h); D= densidad de la caliza(t/m3); t R= tiempo de residencia (h); VP = volumen de poros; C= [generacin esperada de alcalinidad](t/m3); T= periodo de tratamiento (h); X= contenido en carbonato clcico de la caliza (forma decimal).

III-4.2.2. Barreras o muros reactivos verticales (reactive walls)

Una aplicacin de esta secuencia de tratamiento, desarrollada para el tratamiento de la escorrenta subsuperficial son lo que se denomina muros o barreras reactivas (reactive walls, reactive barrier system, permeable reactive barriers).

Consiste en una serie, de zanjas paralelas, excavadas perpendicularmente a la lnea principal del flujo subsuperficial a travs de las cuales se hace pasar las aguas cidas. La primera de las zanjas se rellena de materiales ricos en materia orgnica, para reducir el frrico a ferroso y disminuir el contenido en oxgeno, y la segunda, rellena de caliza, acta como un DAC.

Actualmente se est investigando la posibilidad de utilizar en el relleno otros materiales, naturales, como hidrxidos de hierro o fosfatos procedentes de industrias alimentarias, y sintticos, como zeolitas. III-58



III-5. UTILIZACIN DE LOS SISTEMAS DE TRATAMIENTO PASIVO

Hasta el momento los sistemas de tratamiento pasivo est dando muy buenos resultados en el tratamiento de los drenajes cidos de mina. Ahora bien, junto con los xitos obtenidos y el desarrollo tecnolgico experimentado en los ltimos aos, la bibliografa tambin hace referencia a que se ha producido un nmero significativo de experiencias fallidas, y otras que muestran indicios de agotamiento a corto plazo.

Estos fracasos a menudo son la causa de que los operadores mineros, e incluso las administraciones pblicas, desconfen de los resultados que se pueden obtener con la aplicacin de sistemas de tratamiento pasivo, y se muestren reticentes a utilizarlos.

Algunas de las causas ms comunes que han producido el fallo de los sistemas pasivos son las siguientes (Hyman y Watlaf, 1995):

C

Expectativas vagas o irreales del funcionamiento de los sistemas de tratamiento pasivo por parte de los usuarios.

C

Caracterizacin inadecuada de la zona de actuacin y de las aguas a tratar (diseo del muestreo, anlisis qumicos y medidas de caudal).

C

Empleo de sistemas inadecuados por el tipo de aguas a tratar, y diseo y construccin mal realizados debido, generalmente, a un insuficiente conocimiento de los mecanismos bioqumicos que intervienen en el tratamiento y a la aplicacin errnea de los mtodos de dimensionamiento.

Para optimizar los resultados de tratamiento y minimizar el riesgo de fracaso, es conveniente seguir un esquema metodolgico de trabajo que tome en consideracin todos los factores que pueden influir la seleccin del sistema, el dimensionamiento y diseo, y en sus necesidades de control y mantenimiento.

III-59



A continuacin se presenta una secuencia de definicin de proyectos de tratamiento por sistemas pasivos, en la que se consideran las principales fases que deben ser desarrolladas:

C

Definicin de los objetivos de tratamiento

Antes de desarrollar las posibilidades de tratamiento es importante fijar los objetivos finales de calidad que se pretenden, en funcin de parmetros como pH, concentracin de determinados iones, etc.

Estos objetivos pueden establecerse en funcin de la normativa de aguas vigente en cada pas, o bien en trminos de porcentaje de descontaminacin o de reduccin de la concentracin de los parmetros que se consideren ms significativos con respecto a su situacin inicial.

C

Caracterizacin de las aguas y de la zona de actuacin

El objetivo de esta fase es obtener un conocimiento adecuado sobre:

S

El caudal medio de las aguas a tratar y su variabilidad a lo largo del ao hidrolgico.

S

La composicin qumica de las aguas, al menos, con respecto a los principales elementos y compuestos que condicionan las posibilidades de tratamiento, Tabla III-7.

III-60



TABLA III-7. PARMETROS PARA LA CARACTERIZACIN INICIAL DE LOS DRENAJES CIDOS (Hyman y Watlaf, 1995)1. Mnimo: Iones tpicos de las aguas cidas y parmetros que deben ser conocidos para decidir el mtodo de tratamiento y dimensionar los sistemas. 2. Deseable: Iones que frecuentemente aparecen en las aguas cidas y que permiten establecer el balance inico y desarrollar modelos y anlisis geoqumicos. Tambin incluyen sales utilizadas frecuentemente como trazadores hidrogeolgicos. 3. Vida acutica: Constituyentes tpicos de las aguas cidas que influyen en la vida acutica.

PARMETROCaudal pH en campo pH en laboratorio Alcalinidad total (como CO3Ca) Acidez neta (como CO3Ca) Alcalinidad neta (como CO3Ca) Hierro ferroso Hierro total Calcio Magnesio Aluminio Sodio Manganeso Sulfato Cloruro Potasio Bromuro

1 X X X X X X X

2 X X X X X X X X X X

3 X X X X X X X X X X X XPlata

PARMETROArsnico Bario Berilio Cobalto Cromo Cobre Nquel Plomo Mercurio Antimonio Selenio Talio Vanadio Cinc Conductividad especfica

1

2

3 X X X X X X X X

X X X

X X X X X X X

X

X X X X

III-61



Definicin de la secuencia de tratamiento y seleccin de los sistemas

Distintos autores han desarrollado esquemas sencillos de seleccin de la secuencia y el sistema de tratamiento, en funcin de las caractersticas de las aguas, Tabla III-8 y Figuras III.9, III.10 y III.11.

Por otro lado, es necesario aplicar medidas de pre y/o postratamiento en la mayora de los sistemas, y cada uno de ellos acta con mayor eficacia sobre alguno o algunos de los aspectos de la descontaminacin. Por ejemplo, las cinagas aerobias son muy efectivas para eliminacin de hierro pero no mejoran el pH, mientras que los DACs sobre todo proporcionan alcalinidad al agua.

Para lograr los mejores resultados de tratamiento, es preferible, por tanto, utilizar los distintos sistemas de forma combinada y secuencial, incluyendo unidades de pretratamiento, tratamiento y postratamiento.

En la Tabla III-9 se resumen los criterios de dimensionamiento y diseo de los principales sistemas de tratamiento pasivo.

C

Dimensionamiento

Una vez decidida la secuencia de tratamiento, el siguiente paso es dimensionar las distintas unidades que lo componen, aplicando los criterios de dimensionamiento que resulten ms adecuados en funcin del tipo de agua y los objetivos de tratamiento que se hayan definido, Tablas III-8 y III-9.

C

Seguimiento y control

III-62



Es conveniente contrastar los resultados obtenidos con las expectativas de tratamiento sobre las que se haya basado el diseo del sistema, para verificar su adecuado funcionamiento y detectar posibles fallos y/o cambios en la composicin qumica o el caudal de los drenajes cidos.

Para ello, deben tomarse muestras de agua en puntos representativos y proceder a su anlisis. Como mnimo deberan situarse puntos de toma de muestras en la entrada y la salida de cada una de las unidades que componen la secuencia de tratamiento y continuar este seguimiento durante un ao, al menos. Los parmetros que es conveniente analizar coinciden bsicamente con los que se indican en la Tabla III-7.

DRENAJES CIDOS DE MINA

AGUA NETAMENTE ALCALINA

AGUA NETAMENTE CIDAGENERACIN DE ALCALINIDAD

TRATAMIENTO AEROBICO TRATAMIENTO ANAERBICO

DISOLUCIN DE LA CALIZA

REDUCCIN BACTERIANA DEL SULFATO

OXIDACIN DEL HIERRO Y DEL MANGANESO

VERTIDO

Figura III.9. Secuencia de procesos de tratamiento

III-63



ANLISIS DE AGUAS Y DETERMINACIN DEL CAUDAL

AGUA NETAMENTE ALCALINA

AGUA NETAMENTE CIDA

Oxgeno disuelto, Fe 3 + y Al < 1mg/l

Oxgeno disuelto, Fe 3 + y Al >1mg/l

acidez > 150 mg/l y test con caliza predice agua netamante alcalina

acidez > 150 mg/l y test con caliza predice agua netamante cida

DRENAJE ANXICO CALIZO + CINAGA

CINAGAS AEROBIAS SAPS + cinagas o BALSA ORGNICA

Figura III.10. Eleccin del sistema de tratamiento en funcin de las caractersticas del agua. (Modificado de U.S. Bureau of Mines, 1992). III-64



Anlisis de aguas y determinacin del caudal

AGUA NETAMENTE CIDA AGUA NETAMENTE ALCALINADeterminacin del contenido en O2 , y relacin ferroso/frrico

O.D.4,5 Aireacin pH 150 mg/l, y + [Fe y Mn] [acidez] o caudal SAPS Fe: 10-20 g m-2 da -1 Mn: 0,5-1 g m-2 da -1 Acidez: 30-50 g m-2 da -1 o t R en la caliza >12 h Fe: 10-20 g m-2 da -1 Mn: 0,5-1 g m-2 da -1 Acidez: 3,5-7 g m-2 da -1 Acidez: 30-50 g m-2 da -1 o t R en la caliza >12 h Fe: 10-20 g m-2 da -1 Mn: 0,5-1 g m-2 da -1 Acidez: 3,5-7 g m-2 da -1

Resultado de ensayo: aguas netamente cidas

+ [Fe y Mn] o [acidez]

+ Cinaga aerobia o Balsa orgnica SAPS

III. Aguas netamente cidas: Fe3+, Al y O.D.>1 mg/l

[acidez] o caudal

+ [Fe y Mn] o [acidez]

+ Cinaga aerobia o Balsa orgnica

1 2

Acidez de Fe3+ + Mn = 1,8 x ([Fe3+] + [Mn]), en mg/l

Q= caudal (m3/ h); D= densidad de la caliza(t/m3); tR= tiempo de residencia (h); VP = volumen de poros; C= [alcalinidad esperada en el efluente](t/m3); T= periodo de tratamiento (h); X= contenido en carbonato clcico de la caliza.

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TABLA III-9. RESUMEN DE CRITERIOS DE DISEO.SISTEMA DE TRATAMIENTO SAPS (Sucessive Alkalinity Producing System) PRETRATAMIENTO POSTRATAMIENTO CRITERIOS DE DIMENSIONAMIENTO Tiempo de residencia mnimo en la caliza (14 horas) Eliminacin de acidez: 30 -50 g m -2 da 1 Tiempo de residencia (14 horas) Cantidad de caliza necesaria para 15 h de residencia y T aos de vida Tiempo de residencia (14 horas) Balsas orgnicas (Compost Wetlands) (Volumen de poros 0,5) Balsa de decantacin - Balsa de decantacin Eliminacin de acidez: 3,5 -7 g m-2

DISEO

No es necesario. Balsas de decantacin

- Balsas de oxidacin y recogida de precipitados - Cinagas aerobias - Balsas de oxidacin y recogida de precipitados - Cinagas aerobias

Maximizar la superficie perpendicular al flujo

Drenajes anxicos calizos (DAC o ALD)

Balsa orgnica

Relacin largo/ ancho: 1:1 o 2:1

30- 45 cm de sustrato orgnico mezclado con caliza. Flujo subsuperficial del agua. da-1

Flujo subsuperficial del agua. Cinagas anaerobias (Anaerobic Wetlands) - Cinagas aerobias Balsas orgnicas, SAPS o DACs para aadir alcalinidad al agua - Balsa de decantacin caudales mximos probables. Eliminacin de acidez: 5 g m-2 da -1 Aliviadero para evacuacin de los

Cinagas aerobias (Aerobic Wetlands)

- Adiccin de alcalinidad al agua (SAPS, DAC, ...). - Balsas de recogida de precipitados

- Canales de aireacin -Balsa de oxidacin/precipitacin

Eliminacin de hierro: 10 -20 g m-2 da -1 Eliminacin de manganeso: 0,5 - 1 g m-2 da -1

Flujo superficial del agua. Aliviadero para evacuacin de los caudales mximos probables.

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Ciclo Hierro Ambientes Organicos

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