polucion de aguas subterraneas drenaje acido de roca y aguas ...

ORGANIZACIÓN Red MASyS/ORGANIZAÇÃO Rede MASyS
Red Iberoamericana de Medio Ambiente Subterráneo y Sostenibilidad
Rede Ibero‐americana de Meio Ambiente Subterrâneo e Sustentabilidade
4ª JORNADA IBEROAMERICANA DE MEDIO AMBIENTE SUBTERRÁNEO Y SOSTENIBILIDAD
MEDIO AMBIENTE SUBTERRÁNEO: CONTAMINACIÓN DE AGUAS
SUBTERRÁNEAS
MASyS 2011-3
ACTAS DE LOS TRABAJOS TÉCNICO-CIENTÍFICOS
4ª JORNADA IBERO-AMERICANA DE MEIO AMBIENTE SUBTERRÂNEO
E SOSTENIBILIDADE
MEIO AMBIENTE SUBTERRÂNEO: CONTAMINAÇÃO DE ÁGUAS
SUBTERRÂNEAS
MASyS 2011-3
ACTAS DOS TRABALHOS TÉCNICO-CIENTÍFICOS
POLUCION DE AGUAS
SUBTERRANEAS
DRENAJE ACIDO DE ROCA Y
AGUAS ACIDAS DE MINA
USO DE AGUAS
ORGANIZACIÓN CYTED/ORGANIZAÇÃO CYTED Nov 2011

4ta JORNADA EN ORURO
BOLIVIA
Noviembre de 2011

Medio ambiente subterráneo y sostenibilidad:
CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUBTERRÁNEAS
Meio ambiente subterráneo e sustentabilidade:
CONTAMINAÇÃO DE ÁGUAS SUBTERRÂNEAS
SERIE: Medio ambiente subterráneo y sostenibilidad
SÈRIE: Meio ambiente subterráneo e sustentabilidade
LIBRO 4
LIVRO 4
ORURO, 2011

Medio ambiente subterráneo y sustentabilidad - CYTED 13
Actas de la Reunión de Oruro–Bolivia
Noviembre 2011
Primera Edición – Córdoba - Argentina
Editores:
Ministerio de Industria, Comercio y Trabajo de Córdoba
Ciencia y Tecnología para el Desarrollo - CYTED, 2011.
Formato: Internet
Fecha de Catalogación: 06/12/2011
ISBN 978-987-26200-4-2
CDD 333.7

9, 10 y 11 de Noviembre de 2011
9, 10 e 11 de Novembro de 2011
Desarrollo Industrial Sustentable: Llave para la Responsabilidad Social
Desenvolvimento Industrial Sustentável: Chave para a Responsabilidade Social
EDITOR
Vidal Navarro Torres
Dr. Ingeniero de Minas
Centro de Recrusos Naturais e Ambiente, IST Universidade Técnica de Lisboa
COEDITOR
Juan Pablo Ferreira Centeno
Geólogo – Analista de Sistemas
Secretaria de Minería de la Provincia de Córdoba, Argentina

MASyS 2011-4, Organizado por:
MASyS
Red Iberoamericana de Medio Ambiente Subterráneo y
Sostenibilidad
Rede Ibero-americana de Meio Ambiente Subterrâneo e
Sustentabilidade
MASyS 2011-4, financiado por:
CYTED
Programa Iberoamericano de Ciencia y Tecnología para el
Desarrollo
Programa Ibero-americano da Ciência e Tecnologia para o
Desenvolvimento
CYTED - AREA 3
Promoción del Desarrollo Industrial
Promoção do Desenvolvimento Industrial

ORGANIZACIÓN CYTED/ORGANIZAÇÃO CYTED
Programa Iberoamericano de Ciencia y Tecnología para el desarrollo
Programa Ibero-americano de Ciência e Tecnologia para o desenvolvimento
Fernando Aldana Mayor
Secretario General del Programa CYTED
Secretario Geral do Programa CYTED
Gestor: Roberto C. Villas-Bôas
CYTED-3: Promoción del Desarrollo Industrial
CYTED-3: Promoção e Desenvolvimento Industrial
ORGANIZACIÓN Red MASyS
ORGANIZAÇÃO Rede MASyS
Red Iberoamericana de Medio Ambiente Subterráneo y Sostenibilidad
Rede Ibero-americana de Meio Ambiente Subterrâneo e Sustentabilidade
Carlos Dinis da Gama
Vidal Félix Navarro Torres
Coordinación/Coordenação

Responsables de Grupos de Investigación/Responsáveis dos Grupos de Investigação
José Enrique Sánchez Rial Grupo G1
Gerardo Zamora Echenique Grupo G2
Adilson Curi Grupo G3
Vilma Dolores Pazmiño Quiña Lucía Grupo G4
Rafael Barrionuevo Gimenez Grupo G5
Mario Sánchez Medina Grupo G6
Diosdanis Guerrero Almeida Grupo G7
Walter Ramírez Meda Grupo G8
Jaime Alberto Huamán Montes Grupo G9
Ernesto Osvaldo Aduvire Pataca Grupo G10
Vidal Félix Navarro Torres Grupo G11
Beatriz Olivo Chacin Grupo 12

GRUPOS DE INVESTIGACIÓN/GRUPOS DE INVESTIGAÇÃO
Red Iberoamericana de Medio Ambiente Subterráneo y Sostenibilidad
Rede Ibero-americana de Meio Ambiente Subterrâneo e Sustentabilidade
MASyS
ARGENTINA – G1
José Enrique Sánchez Real
Daniel Jerez
Ana María Cabanillas
Juan Pablo Ferreira Centeno
BOLIVIA – G2
Gerardo Zamora Echenique
Antonio Salas
Octavio Hinojosa
Cinda Beltrán
BRASIL – G3
Adilson Curi
Wilson Trigueiro de Sousa
José Margarida da Silva
Hernani Mota da Lima
Zuleica C. Castilhos
ECUADOR – G4
Vilma Dolores Pazmiño Quiña
Milton Carrasco
Marcelo Córdoba
Raúl Guzmán
ESPAÑA – G5
Rafael Barrionuevo Gimenez
José María Lanaja del Busto
Enrique Orche García
CHILE – G6
Mario Sánchez Medina
Froilan Vergara
Fernando Parada
CUBA – G7
Diosdanis Guerrero Almeida
Roberto Blanco Torrens
José Otaño Noguel
Juan Manuel Montero Peña
Eulicer Fernández Maresma
MÉXICO – G8
Walter Ramírez Meda
José de Jesús Bernal Casillas
Luis Manuel Martínez Rivera
Javier García Velasco
Ulises Ramírez Sánchez
PERÚ – G9
Jaime Alberto Huamán Montes
Hugo Gutiérrez Orosco
Juan Julio Zaga Huamán
Indalecio Quispe Rodríguez
PERÚ – G10
Ernesto Osvaldo Aduvire Pataca
Hugo Aduvire Pataca
Juan de Dios Menéndez Cruz
Vicente Edilberto Contreras
Pareja
PORTUGAL – G11
Vidal Félix Navarro Torres
Carlos Dinis da Gama
Gustavo André Paneiro
Maria Matilde da Costa
Paula Falcão Neves
Pedro A. Marques Bernardo
VENEZUELA – G12
Beatriz Olivo Chacin
Mónica Martiz
Nelson Barreat
Guillermo Tinoco
Gilberto Delgado

PRESENTAÇÃO
Aos formandos da 2ª Jornada da rede MASyS apraz-me registar a satisfação que sentimos
por nos permitirem dialogar e meditar sobre o Meio Ambiente Subterrâneo, considerado
como área preferencial de trabalho de muitos milhares de seres humanos.
É essencial garantir, cada vez mais, que o ambiente subterrâneo possua característica
adequados de segurança e de conforto para as pessoas, onde seja sempre possível
desenvolver trabalhos de investigação destinados a melhorar esses níveis qualitativos, a par
de se assegurar a viabilidade económica dos empreendimentos, sejam eles de mineração ou
de obras de construção sub-superficial.
São qualidade a desenvolver nesta oportunidade todas aquelas que contribuam para o bemestar
das pessoas envolvidas, das empresas a que pertencem, das regiões ou países onde
residem e, de modo geral, do género humano a que todos pertencemos. Felicidades para
todos vós e para as vossas famílias.
Carlos Dinis da Gama
Coordenador
Rede Ibero-americana de Meio Ambiente Subterrâneo e Sustentabilidade
15

PRÓLOGO
Cuando hablamos de los problemas ambientales, estamos habituados a relacionar con la
protección ambiental de los componentes aire, agua, suelo o roca y la biodiversidad,
incluido el hombre como componente principal.
Esta justa preocupación deja a lado los difíciles problemas ambientales que ocurren en el
ambiente subterráneo, que son abordados solo a nivel de seguridad y salud ocupacional; a
pesar de que también en el mundo subterráneo están presentes todos los componentes
ambientales existentes en el ambiente exterior, donde las alteraciones ambientales son,
muchas veces, mas críticas y graves que el ambiente exterior.
Es en ese sentido que la Red Temática “Medio Ambiente Subterráneo y Sostenibilidad”
MASyS-CYTED adopta un enfoque totalmente innovador sobre este delicado problema,
volcando sus esfuerzos a la transferencia tecnológica y formación de profesionales y
técnicos del sector de la minería subterránea y obras subterráneas de Iberoamérica en el
tema de la Ingeniería Ambiental Subterránea, a través del desarrollo de una serie de
jornadas técnico-científicas e que en el presente libro se publican los abordados en Quito
con el tema de “Investigación e Innovación”.
Vidal Navarro Torres
Representante del Grupo G11 de Portugal
Rede Ibero-americana de Medio Ambiente Subterráneo e Sostenibilidad
16

INDICE DE CONTENIDOS
17

ÍNDICE DE TRABAJOS TÉCNICO-CIENTÍFICOS
ÍNDICE DOS TRABALHOS TÉCNICO-CIENTÍFICOS
Capitulo 1:
DRENAJE ÁCIDO Y CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUBTERRÁNEAS
DRENAGEM ÁCIDA E CONTAMINAÇÃO DE AGUAS SUBTERRÂNEAS
DRENAJES ÁCIDOS DE MINA: Alternativas de tratamiento
José Enrique Sánchez Rial y Juan Pablo Ferreira Centeno – Secretaría de
Minería de Córdoba - Argentina
AVALIAÇÃO DE COBERTURA SECA DE ENTULHO DE CONSTRUÇÃO
CIVIL PARA REMEDIAÇÃO DE DRENAGEM ÁCIDA EM MINA
Natália Cristiane De Moraes, José Margarida Da Silva y Adilson Curi – Univ.
De Ouro Preto - Brasil
EVALUACIÓN DE LA CALIDAD DEL AGUA EN LA MINA SUBTERRÁNEA
DE WOLFRAMIO DE PORTUGAL
V. F. Navarro Torres y N.R. Singh - Centro de Recursos Naturais e Ambiente,
Universidade Técnica de Lisboa, Portugal
NEUTRALIZAÇÃO NATURAL POR CARBONATOS EM MINAS
SUBTERRÂNEAS COM FORMAÇÃO DE DRENAGEM ÁCIDA
Luciano Santos Tomazi Pena, Adilson Curi y José Margarida Da Silva – Univ.
De Ouro Preto - Brasil
CARACTERIZACION Y MENEJO DEL AGUA SUBTERRANEA EN EL
DISTRITO MINERO SAN GERARDO
Vilma Pazmiño Quiña - Empresa Terrambiente Consultores, Ecuador
ANÁLISIS DE ALTERNATIVAS DE SANEAMIENTO DE SITIOS
AFECTADOS POR DRENAJES ÁCIDOS OCASIONADOS POR
ACTIVIDADES MINERAS EN MÉXICO
Walter Ramírez-Meda, José de Jesús Bernal-Casillas y Juan Villalvazo-Naranjo
- Universidad de Guadalajara, México
Capitulo 2:
CONTROL DE CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUBTERRÁNEAS Y SOSTENIBILIDAD
CONTROLE DA CONTAMINAÇÃO DE AGUAS SUBTERRÂNEAS E SUSTENTABILIDADE
SOSTENIBILIDAD AMBIENTAL DE AGUA DE MINA EN LA MINERÍA 123
SUBTERRÁNEA DE TUNGSTENO
V. F. Navarro Torres, N.R. Singh y A. G. Pathan - Centro de Recursos
Naturais e Ambiente, Universidade Técnica de Lisboa, Portugal
RECUPERACIÓN DE METALES DE DRENAJES ÁCIDOS DE MINA: El 133
papel de la minería
José Enrique Sánchez Rial y Juan Pablo Ferreira Centeno – Secretaría de
Minería de Córdoba - Argentina
ESTUDIO DE DESULFURIZACIÓN DE RELAVES GENERADORES DE DAR, 145
ANTES DE SU DISPOSICIÓN FINAL, COMO ALTERNATIVA DE MANEJO
Y MITIGACIÓN DE IMPACTO AMBIENTAL
Gerardo Zamora Echenique, Octavio Hinojosa Carrasco y Antonio Salas
Casado – Universidad Técnica de Oruro, Bolivia
19
25
49
69
77
87
99

ALTERNATIVAS PARA EL MANEJO DE LA POLUCIÓN DE AGUAS
ÁCIDAS SUBTERRÁNEAS EN LA MINERÍA DEL COBRE
Fernando Parada, Froilán Vergara, Mario Sánchez - Universidad de
Concepción, Chile
CONTROL DE LAS AGUAS DURANTE LA EXPLOTACIÓN MINERA
SUBTERRÁNEAS EN CUBA
Diosdanis Guerrero Almeida yArmando Cuesta Recio - Instituto Superior
Minero Metalúrgico de Mona, Cuba
TRATAMIENTO POR FLOTACIÓN DEL DRENAJE ÁCIDO DE MINA
GRANDE DEL COBRE
Beatriz Ramírez Serrano, Alfredo Lázaro Coello Velázquez y Juan María
Menéndez Aguado - Cuba
ADSORCIÓN EN ZEOLITA Y CARBÓN ACTIVADO PARA LA
ELIMINACIÓN DE METALES PESADOS EN MEDIO ACUOSO
José de Jesús Bernal-Casillas, Walter Ramírez-Meda y Juan Villalvazo-Naranjo
- Universidad de Guadalajara, México
INVESTIGACIÓN PARA EL TRATAMIENTO PASIVO DE LOS EFLUENTES
DE METALES PESADOS SOCIEDAD MINERA CORONA – EX – UNIDAD
DE PRODUCCIÓN CAROLINA I
Jaime Alberto Huamán Montes - Universidad Nacional de Huamanga, Perú
TECNICAS DE PREVENCION Y CONTROL DE LA GENERACION ACIDA
EN MINERIA
Osvaldo Aduvire – S.V.S. Ingenieros S.A.C, Perú
DIMENSIONADO DE SISTEMAS DE TRATAMIENTO DE AGUAS ACIDAS
DE MINA
Osvaldo Aduvire y Nereyda Loza– S.V.S. Ingenieros S.A.C, Perú
PRODUCCIÓN MÁS LIMPIA Y BUENAS PRÁCTICAS EN EL MANEJO DE
AGUAS EN MINAS SUBTERRÁNEAS
Beatriz Olivo Chacin – Centro Venezolano de Producción Más Limpia,
Venezuela
Capitulo 3:
CASOS PRÁCTICOS A NIVEL INDUSTRIAL
CASOS ESTUDO A NÍVEL INDUSTRIAL
ESTUDIO DE LA CALIDAD DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS DE
275
CONSUMO Y DE RIEGO EN LAS ÁREAS MINERAS DEL DEPARTAMENTO
DE ORURO - BOLIVIA
Gerardo Zamora (UTO) , Clio Bosia (IRD), Corinne Casiot (IRD) , Jacques
Gardon (IRD) y Pedro Vallejos (UTO)
LAVRA SUSTENTÁVEL E MONITORAMENTO DE AQUÍFEROS
291
TERMAIS NA INDÚSTRIA TURÍSTICA DE CALDAS NOVAS E RIO
QUENTE
Carlos Enrique Arroyo Ortiz, José Fabio de Carvalho Haesbaert, José
Fernando Miranda y Adilson Curi – Univ. De Ouro Preto - Brasil
ESTUDO DE ÁREA CONTAMINADA POR Hg NO MUNICÍPIO DE
301
DESCOBERTO – MINAS GERAIS
José Fernando Miranda, Adilson Curi y Carlos Enrique Arroyo Ortiz – Univ. De
Ouro Preto - Brasil
A GESTÃO DE RECURSOS HÍDRICOS NO ÂMBITO DA MINERAÇÃO 311
BRASILEIRA
José Fernando Miranda y Janine Rodrigues Figueiredo – Univ. De Ouro Preto -
Brasil
20
157
167
181
195
211
223
235
249

REGIME HIDROLÓGICO DA ANTIGA MINA SUBTERRÂNEA DE
323
GERMUNDE EM PORTUGAL
José Margarida Da Silva y Adilson Curi – Univ. De Ouro Preto - Brasil
O REBAIXAMENTO DO NÍVEL D’ÁGUA NA MINERAÇÃO A CÉU ABERTO 339
NO BRASIL E SUAS IMPLICAÇÕES SÓCIO-AMBIENTAIS
José Fernando Miranda Hernani Mota de Lima y Samuel Oliveira Lamounier –
Univ. De Ouro Preto - Brasil
USO DE AGUAS SUBTERRANEAS EN LOS PROCESOS DE TRATAMIENTO 349
DE MINERALES Y RELLENO DE GALERIAS EN EL PROYECTO RIO
BLANCO
Jaime Jarrin Jurado - Universidad Técnica de Oruro, Bolivia
PROYECTO DE CODIFICACION DE LA NORMATIVA TECNICO-LEGAL 361
DE SEGURIDAD Y PROTECCION AMBIENTAL EN LA MINERIA
SUBTERRANEA Y OTRAS EN LOS PAISES IBEROAMERICANOS.CASO
AGUA EN MINERIA SUBTERRANEA (II)
Guillermo Tinoco Mejía y Ana Rosa Fernández de Tinoco – Centro Venezolano
de Producción Más Limpia, Venezuela
21

Capítulo 1
DRENAJE ÁCIDO Y CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUBTERRÁNEAS
DRENAGEM ÁCIDA E CONTAMINAÇÃO DE AGUAS SUBTERRÂNEAS
23

Resumen
DRENAJES ÁCIDOS DE MINA
Alternativas de tratamiento
JOSE ENRIQUE SANCHEZ RIAL*
JUAN PABLO FERREIRA CENTENO**
*Jefe Departamento Evaluación y proyectos Mineros Secretaría de Minería de Córdoba
josesanchezrial@yahoo.com.ar
**Jefe división Sensores Remotos y Sistemas de Información Geográfica – Secretaría de
Minería de Córdoba jp.ferreiracenteno@gmail.com
El agua de bajo pH es producida por un proceso natural en el que la percolación
hídrica aeróbica por un substrato que contenga sulfuro de hierro activa y promueve
el desarrollo de bacterias específicas tales como el Thiobacillus Ferrooxidans y
Thibacillus Thioooxidans.
El objeto de la presente ponencia es hacer un análisis crítico de los métodos que
podrían aplicarse en el caso de drenajes ácidos de minas cerradas o abandonadas en
América y ciertas recomendaciones sobre aquellas metodologías pasivas que
parecen mas prometedoras, el involucramiento de la industria en lo que se llama, en
general, el tratamiento de pasivos ambientales y, algunas disquisiciones sobre el
ahorro de recursos mediante el recupero de materiales.
Introducción
Las bacterias aeróbicas autotróficas
interactúan electro bioquímicamente en
la capa superior de átomos de los
cristales de sulfuros de hierro en general
y en particular de la pirita con lo que se
produce una reacción muy conocida:
4Fe2 + O2 + 4H4 ----------> 4Fe3 + + 2H2O
25
Esta reacción que es una sobre
simplificación de un conjunto de
procesos, logra la lixiviación de metales
pues permite, al mismo tiempo, la
acumulación de biomasa bacteriana en
minerales y soluciones; obtener una
fuerte oxidación de muchos sulfuros y
producir un alto potencial redox en el
medio.

Cualquier afloramiento con sulfuros de
hierro que permita el acceso de agua en
condiciones aeróbicas y ligero ph ácido
incrementará la biomasa bacteriana y
como subproducto se tendrá lo que
llamamos un drenaje ácido.
Cuando este drenaje resulta favorecido
en algún porcentaje por la actividad
minera se denomina drenaje ácido de
mina.
En la minería subterránea, de cuerpos
cuya mena o ganga contenga sulfuros de
hierro (pirita en particular), las
probabilidades de poner en contacto
estos minerales con agua en condiciones
aeróbicas, es muy alta y, por ende, luego
de un lapso de tiempo no muy
prolongado se estará evacuando agua con
valores de ph inferiores a 4.
Cualquiera de los inconvenientes o
ventajas que pudieran presentarse por los
drenajes ácidos de mina durante el
tiempo de explotación y por ende de
beneficio, son enfrentados por
numerosos métodos que se mencionarán
brevemente en este trabajo debido a que
no constituyen mas que un inconveniente
mas de los tantos que enfrenta la
industria.
Por otro lado, cuando dichos drenajes se
producen luego del cierre de las faenas
mineras, estos, constituyen un problema
completamente diferente:
• Comienzan a producirse o, a
advertirse, luego de un largo
período de inactividad de la mina y
se han diluido todas las
responsabilidades.
• A veces el período de inactividad es
tan largo que ni siquiera se tiene
26
registro de las faenas mineras
cerradas.
• La acidez no constituye el único
problema. La realidad demuestra
que numerosos metales migran
disueltos en los drenajes.
• Afectan aguas superficiales y
subterráneas de toda la cuenca de
diversos modos. En algunos casos,
es una mera disminución del ph
general, pero en muchos otros la
carga de metales precipita en parte
y en parte llega a plantas de
potabilización o de adecuación de
agua a otros usos.
• El problema excede límites
jurisdiccionales y las
responsabilidades y alternativas de
acción se diluyen burocráticamente.
• Los fondos para la solución son
insuficientes o las soluciones son
solo paliativos momentáneos.
• Los métodos activos para eliminar
el problema que se aplican durante
la operación de la mina superan los
presupuestos de los gobiernos
locales que tienen que atenderlos
luego de que la operación minera ha
terminado.
• Los métodos pasivos cuyos costos
son manejables, son muy variados
y, existen opiniones contradictorias
respecto a su utilización.
Reseña de tratamientos pasivos
Los tratamientos pasivos que se han
desarrollado en estos últimos años no
hacen sino emular de un modo explícito
algunos de los procesos químicos, físicos
y biológicos que ocurren en la
naturaleza. Por otro lado, contrariamente
a lo que pasa con los métodos activos, no
requieren el aporte de sustancias

químicas destinadas a producir tal o cual
reacción ni en general ningún tipo de
elemento mecánico o atención específica
durante el tratamiento salvo los
mecanismos de control y monitoreo.
Entre los procesos básicos que luego se
combinan de algún modo se mencionan:
los humedales artificiales (HA), los
drenajes anóxicos en calizas (DAC o
ALD en ingles anóxic limestone drains),
los productores Continuos de alcalinidad
(PCA o SAPS en inglés successive
alkalinity producing systems), las piletas
de caliza (PC), los canales de caliza (CC
o OLC en inglés open limestone
channels), Barreras reactivas permeables
(BRP o PRB en inglés Permeable
Reactive Barriers) y el tratamiento de
arena calcárea (TAC)
Humedales artificiales
Se caracterizan por suelos saturados en
agua o sedimentos de lagunas someras
con vegetación adaptada a condiciones
reductoras en la zona de sus rizomas. Por
Existen al menos dos tipos de humedales
artificiales a saber:
Humedales Artificiales Aeróbicos
Este tipo de humedal o pantano artificial
cuyo esquema básico se muestra en la
Fig. 1. Esquema de un humedal aeróbico
27
ende se construyen a los fines de imitar
las condiciones de aquellos que cuyo
éxito relativo se conoce.
Los procesos por los cuales se retienen
metales en los humedales o pantanos son
diversos y en orden de importancia se
mencionan:
1. Formación y precipitación de
hidróxidos metálicos
2. Formación de sulfuros metálicos
3. Reacciones de formación de
complejos orgánicos
4. Intercambio con otros cationes de
carga negativa
5. Toma directa de los metales por las
plantas
Puede ocurrir cierto grado de
simultaneidad de estos procesos y se
menciona la existencia de otros cuya
importancia todavía no está bien
determinada tal como la neutralización
con carbonatos presentes, la unión de los
metales a los materiales del substrato, la
adsorción de los metales en capas de
algas, etc.
figura 1 se basan en la existencia de un
vaso con una base relativamente
impermeable cubierta de materia
orgánica de no más de 1m de espesor
cubierta por una capa de agua de no mas
de 30 cm de profundidad.
Generalmente se usan para lograr un
tiempo de residencia y aireación del

efluente de manera que los metales
puedan precipitar.
Las plantas que se pueden ver tanto en
las orillas como en el mismo humedal
28
tienen la función de proveer materia
orgánica y buen aspecto paisajístico.
Fig. 2. Conjunto de humedales artificiales escalonados
En estos pantanos de gran extensión
superficial y un flujo muy lento se
produce la oxidación e hidrólisis de los
metales que se depositan en el fondo.
Los factores que influyen en el éxito de
estos humedales son, entre otros:
• La concentración de metal en el
input
• Contenido de oxígeno disuelto
• PH y alcalinidad neta del agua
• Presencia de una biomasa bacterial
activa
• El tiempo de detención y tránsito
del agua que contiene los metales a
través del humedal.
De todos estos, el pH y la alcalinidad del
agua son muy importantes debido a su
influencia en la solubilidad de los
hidróxidos metálicos que precipitan y la
cinética de la oxidación y la hidrólisis de
los mismos.
La hidrólisis de los metales produce
acidez que es neutralizada por la
alcalinidad del agua lo que permite la
continuidad de la precipitación. Cada
punto que baja el pH la oxidación
inorgánica se reduce lo que es
compensado por la oxidación orgánica.
La oxidación del manganeso ocurre a un
pH mayor a 8 mientras que la acción

microbiana cataliza esta reacción que se
logra a un pH algo mayor a 6.
La precipitación de manganeso se inhibe
cuando hay Fe +2 en el sistema por lo que
se sabe que este fenómeno se producirá
tan solo en las últimas fases de un
humedal.
En suma, este tipo de pantanos
artificiales es recomendable para
contenidos de agua netamente alcalinos
por lo que se verá que en su diseño se
incluirán procesos que aumenten la
alcalinidad como es el caso de drenajes
alcalinos anóxidos que se describen
brevemente mas adelante.
La oficina de minas del Servicio
Geológico de los Estados Unidos ha
promovido ciertos criterios para la
determinación de la superficie de un
humedal basado en lo que se usa en la
industria del carbón. De este modo, se
dice que los m 2 del humedal serán el
resultado de dividir por 0.7 la carga
ácida, expresada en galones por día. No
recomienda este tipo de proceso cuando
la acidez supere los 300mg/l y cuando el
diseño se basa en la capacidad de
remover hierro aplica 10g/m 2 /día.
Humedales Artificiales Anaeróbicos
El esquema básico que se muestra en la
figura 3 se basa en la existencia de un
vaso de base relativamente impermeable
con una cubierta de agua de no mas de
29
30 cm seguida de una capa de material
orgánico de no más de 60 cm y una capa
de carbonatos o calizas de no más de 25
cm de espesor.
En estos casos se intenta que el agua
pase a través de substratos ricos en
materia orgánica. Se puede contar con un
lecho de caliza al fondo o mezclar la
misma con el substrato orgánico y las
plantas del humedal se trasplantan
directamente en el mismo.
Es obvio que este tipo de humedal se usa
cuando el influente es netamente ácido
por lo que la alcalinidad se genera
directamente en el humedal y se contacta
con el ácido previo a la precipitación de
los metales.
Existe un mecanismo inorgánico para la
producción de la alcalinidad como es el
de la reacción de la caliza con la acidez
de influente.
CaCO3 + H + = Ca +2 + HCO3 –
Por otro lado la acción bacteriana tal
como la de Desulfovibrio o
Desulfotomaculum que pueden utilizar
el substrato orgánico como fuente de
carbono expresado como CH2O.
SO -2 + 2 CH2 = H2S + 2 HCO3 -
Normalmente se debe esperar que exista
una combinación de ambas.

Estos humedales tienen procesos de
oxidación e hidrólisis de metales en las
capas superficiales mientras que también
se llevan a cabo mecanismos de
reducción microbiana y química bajo la
superficie que llevan a la precipitación
de los metales y la neutralización del
ácido.
El agua se infiltra a través de una gruesa
capa orgánica cada vez mas anaeróbica
debida a la alta demanda biológica de
oxígeno.
La mayor parte de los procesos que se
dan en los humedales aeróbicos, mejoran
en éstos incluyendo la formación de
sulfuros metálicos, la generación de
alcalinidad debido a la acción biológica
así como a la constante disolución de los
carbonatos minerales. Esta formación
constante de alcalinidad las hace aptas
para el tratamiento de influentes
netamente ácidos y altos contenidos de
Fe.
A largo plazo, y no previendo un modo
de agregar carbonatos, la alcalinización
bacteriana adquiere una gran
importancia.
Fig. 3. Esquema de Humedal anaeróbico
30
Para el diseño se está usando un factor de
contenido de Fe de 10 g/m 2 /día. 1
Análisis crítico
La bibliografía de los casos de estudio
con el uso de humedales artificiales es
abundante y, muchas veces,
contradictoria.
Se dice que al menos un 80 a un 85 %
del Fe proveniente de los DAM puede
ser retenido en el fondo y en algunos
casos absorbido en los rizomas de las
especies que se plantan en estos
pantanos.
No existen reportes positivos en cuanto
al Mn y si los hay en cuanto al Al. Todos
los reportes coinciden en que la
neutralización se mantiene durante
mucho tiempo sin embargo la mayor
parte de ellos reconoce que la continua
precipitación satura los humedales y
disminuye la biota necesaria para llevar
adelante los procesos.
1 Ver referencia 1 en lecturas
recomendadas

Esta saturación puede ocurrir luego de un
par de años pero hay casos reportados en
los cuales la calidad del DAM causa el
problema en menos de 7 meses. La
extensión de su vida útil suele lograrse
por el agregado de agua orgánica donde
se incluyen líquidos derivados de plantas
cloacales.
Sin embargo cuando estos procesos se
hacen más y más seguidos, el tratamiento
puede llegar a dejar de considerarse
“pasivo”.
La realidad es que la retención de
sulfuros e hidróxidos de hierro en los
humedales no esta bien comprendida en
el largo plazo.
También resulta conveniente advertir
respecto a los cambios en el influente
debido a cuestiones climáticas. Este es el
caso de temporadas de lluvias intensas
como ocurren en ciertos sectores de zona
andina o el caso de los deshielos en el
caso de cordillera en zona de Mendoza y
Fig. 4. Algunas lagunas artificiales anaeróbicas
31
Una aproximación interesante es la del
“sembrado” de microorganismos de tanto
en tanto que reactivarían las
características de los humedales pero no
existen reportes definitivos respecto a
esta iniciativa ni se conocen firmas que
comercialicen algún producto estándar.
El tamaño de los humedales artificiales
aeróbicos parece un inconveniente para
el caso del relieve quebrado de muchas
de las zonas mineras de cordillera por lo
que el menor tamaño aparente de los
pantanos anaeróbicos los haría mas
recomendables, como puede verse en la
foto de la foto de la figura 4.
San Juan en Argentina. La llegada de
agua fresca cambia totalmente la
dinámica bioquímica del sistema por lo
que conviene su estanqueidad respecto a
inputs previsibles.

Drenajes anóxicos con calcáreos
Fig. 5. Esquema de un drenaje anóxico sobre caliza
La figura 5 ilustra el esquema en corte
transversal de una trinchera rellena con
material calcáreo con una cubierta de
suelo de no más de 30 cm y un cobertor
plástico de no más de 10 mm.
El agua entra así a la caliza en
condiciones anóxicas de manera que ésta
aumenta el pH y agrega alcalinidad. El
hierro en el influente no se precipita
sobre la caliza ni obtura los poros debido
a que el Fe +2 no lo hace como hidróxido
a pH inferior a 6.
Este tipo de tratamiento comenzó como
un agregado anterior a los humedales
naturales y artificiales como un modo de
añadir alcalinidad ya que el Fe precipita
a la salida del drenaje al encontrar
condiciones aeróbicas.
En algunos casos se han usado como
único tratamiento básicamente cuando el
influente proviene de bocas de minas
profundas con pH bajo y contenidos de
Fe relativamente limitados.
Cuando existe una cantidad importante
de Fe +3 o Al +3 se puede producir la
precipitación de hidróxidos tanto de Fe
32
como de Al y obturar los poros de la
cama de caliza con lo cual el drenaje
queda inutilizado.
Aún cuando la cantidad de los dos
cationes sea menor se debe tener un
especial cuidado en la velocidad de paso
a través del drenaje.
En general se establece que si existe
hierro férrico en el DAM a tratar o es
demandante de oxígeno, no se podrían
usar este tipo de tratamientos debido a
que, en corto tiempo salen de operación.
El control de los mismos es
relativamente simple ya que basta con
tomar muestras a la salida y el pH no
debería ser inferior a 5.5.
El otro punto importante es asegurar la
estanqueidad del drenaje de modo de
asegurar el paso del influente hasta el
final del mismo en el volcamiento final o
en el humedal artificial según sea el caso.
Esto puede hacerse con el mismo
material del cobertor en el fondo y
paredes o con suelo compactado inerte o
con contenido calcáreo tanto en paredes
como en el fondo del canal de drenaje.

La figura 6 ilustra una forma
constructiva sencilla en terreno quebrado
que no es mas que uno o mas tubos de
cemento de no mas de 60 cm de
diámetro rellenos de caliza con una o
varias salidas en su parte inferior. El
DAM llega por medio de un canal
superior A, que puede estar cubierto o un
tubo para asegurar la anóxia, saliendo
alcalinizado por la parte inferior B.
Análisis crítico
Este sistema de caños enterrados sería
una opción barata e interesante para el
caso de ciertos sectores andinos donde
además se puede limitar la limpieza
circundante y la tala de especies en
peligro.
Fig. 6. Drenaje anóxico vertical
F ig. 7. Esquema de un PCA
33
Del mismo modo que ocurre para otros
de estos sistemas, no parece existir
impedimento alguno para que, al menos
el caso de los drenajes anóxicos
verticales puedan ser construidos en
interior mina aprovechando parte de las
labores existentes en puntos anteriores a
la salida de los DAM, dejando para la
superficie tan solo las lagunas de
decantación y precipitación de metales
contenidos.
Productores Continuos de alcalinidad
Este tipo de sistema resulta de la
combinación de los Drenajes Anóxicos
en Caliza (DAC) con un substrato
orgánico.

En este caso el agua acidulada
proveniente de la mina se acumula en un
vaso de humedal de manera que de pelo
de agua hasta el fondo orgánico no haya
más de 3 m de profundidad. Este fondo
de compuesto orgánico no supera los 30
cm de altura y se apoya sobre un fondo
de roca carbonática de no más de 1 m de
espesor.
Por debajo del humedal se ubica una
serie de drenajes que recorren el fondo
sobre una membrana impermeable por
donde sale el efluente neutralizado.
El agua proveniente de este humedal es
conducida a una o a una serie de
humedales aeróbicos donde precipitan
los metales contenidos aún en el líquido.
El substrato orgánico contribuirá al
consumo del oxigeno en el agua y al
paso de hierro férrico a ferroso.
La granulometría y el empaquetamiento
de la caliza así como el diámetro de los
drenajes debe tener un ajustado diseño de
manera de evitar que la precipitación de
Fe y Al obturen el paso del agua.
Los DAM con alto Al y Fe pueden llegar
a necesitar un sistema de mantenimiento
que lave la caliza y los drenajes por
circulación de agua a presión con lo cual
un sistema “pasivo” pueda llegar a no
serlo tanto.
Si bien las aplicaciones que muestra la
bibliografía son humedales externos nada
impide el aprovechamiento de galerías y
cámaras cercanas a la superficie de salida
dejando tan solo el sistema de humedales
aeróbicos de precipitación de metales en
la parte externa.
34
La figura 7 ilustra el esquema típico de
construcción de este tipo de humedales
donde es de destacar, como en todos los
demás el costo de excavación y el uso de
terreno superficial.
Análisis crítico
Con relativamente poco esfuerzo se
puede ahorrar terreno superficial
ubicando el PCA en una zona interna de
la mina que sea colectora de los DAM en
la parte que salen al exterior sea el caso
de una salida única o de varias.
Se menciona la posible necesidad de
incluir algo de caliza en el mismo
substrato orgánico para ayudar en el
proceso de alcalinización y se indican
ciertas dificultades en la precipitación
tanto de Al como de Fe anteriores a los
humedales aeróbicos destinados para
ello.
El problema principal radica en un
cambio en las condiciones químicas del
DAM donde se manifieste un
crecimiento en Fe +3 o Al +3 que precipiten
y cubran la caliza impidiendo su acción,
cosa que se manifestará debido al
mantenimiento o poco cambio en el pH
del drenaje.
Piletas de Caliza (PC)
Este es uno de los procesos pasivos mas
simples ya que constituye en un estanque
excavado como para contener un espesor
no mayor de 1 metro de caliza sobre la
que se vierte el DAM que escurre a
través de la misma neutralizándose y
escurriendo por los drenajes de fondo a
las piletas de decantación y
precipitación.

Además de las sencillez constructiva que
puede aplicarse en interior mina sin
mayores problemas, la ventaja de este
tipo de proceso está en que cualquier
operador puede darse cuenta de la
disolución de la caliza y proceder a su
agregado o puede observar la formación
de precipitados de hidróxidos de Fe o Al
y proceder manualmente a la rotura de de
los mismos reavivando la circulación a
través de la caliza.
Análisis Crítico
Se debe recordar, sin embargo, que no
podrán ser usados con DAMs
conteniendo Fe 3+ o Al 3+ debido a que
estos precipitarán de inmediato
obturando los poros e inutilizando el
sistema en poco tiempo.
La solución en estos casos es la revisión
constante del estado del substrato calizo
para proceder a la fragmentación de las
capas de hidróxido que impidan su
trabajo. Esto sin embargo agrega un
costo de personal, movilización y
traslado en una cierta periodicidad mas
corta que la que la que se prevé cuando
ninguno de estos cationes está presente.
Canales de caliza (CC)
Este es, probablemente, el método más
simple de alcalinización de un DAM ya
que consiste en un canal que no supera el
metro de ancho y no más de 30 cm de
profundidad de manera que paredes y
fondo se encuentran cubiertos con roca
carbonática.
No se trata de una colocación manual, es
decir no se trata de un canal revestido
35
con placas, teselas o mosaicos de
carbonato sino el simple agregado de
material calcáreo de una granulometría
suficiente para que se sostenga en el
talud de los costados del canal.
El proceso de alcalinización se logra
sencillamente por la circulación del
DAM por dicho canal y la disolución de
la caliza.
El parámetro de diseño fundamental es la
velocidad y por ende la pendiente. La
circulación debe ser tal que asegure la
disolución del carbonato pero, al mismo
tiempo que impida la precipitación de
películas de hidróxidos que anulen el
proceso.
Existen algunas recomendaciones en la
bibliografía que hablan de una pendiente
del 20 % mas menos 2 %, sin embargo
existen varios ejemplos con pendientes
mucho mayores.
El otro parámetro sea probablemente el
largo del recorrido que terminará en una
pileta o humedal de decantación y
precipitación de los metales contenidos
en el DAM.
Este parámetro puede calcularse con
cierta facilidad en pruebas simples de
laboratorio con modelos a escala. Se han
registrado disminuciones de acidez del
62 % en tan solo 11 m de canal con una
pendiente del 45 % y otros casos donde
la disminución ha sido tan solo del 36 %
en 49 m de largo con una pendiente del
20 %.

Es obvio que en interior mina existen
condiciones óptimas para la construcción
de este tipo de canales y es muy probable
que la mayoría de las faenas permitan la
construcción de los piletones de
precipitación y decantación antes de que
el DAM neutralizado y libre de cationes
llegue a la superficie.
El mantenimiento del canal es
relativamente simple con el agregado de
caliza en el momento que sea necesario o
aún la rotura a mano de aquellos sectores
con películas aislantes de hidróxidos
precipitados.
Análisis Crítico
La construcción de este tipo de
elementos en interior mina, como todos
los anteriores, es muy interesante desde
el punto de vista que libera espacio en
superficie y esto es mejor para el
ambiente, sin embargo, obliga a tener en
cuenta la estabilidad de las faenas
mineras afectadas por el proceso y por
ende, y por ende, deben mantenerse las
36
revisiones y reparaciones de todas las
condiciones de seguridad
correspondientes al laboreo subterráneo.
Otro parámetro interesante está dado por
el proveedor de alcalinidad y la pureza
del material. Un aumento en la pureza
hará lo propio con los costos y una
disminución probablemente tenga su
correlato con el rendimiento.
En el laboratorio de la Secretaría de
Minería de Córdoba se está comenzando
a experimentar con otras fuentes de
calcio como el caso de la Wollastonita
(Silicato complejo de calcio) que parece
ofrecer ventajas comparativas con el
carbonato de calcio.
Barreras reactivas permeables
No resulta nada raro que en la zona peri
cordillerana y cordillerana, las faenas
mineras se encuentren por encima de
zonas de conos de deyección o de
detritos permeables.

Es posible entonces que las labores
inferiores drenen hacia estos sectores
más permeables como DAMs.
La barrera reactiva permeable no es otra
cosa que un cierto espesor de material
El esquema de la figura 8 muestra el caso
de un conjunto de labores en altura
abandonadas y de difícil acceso cuyos
DAM ingresan a un cono de deyección y
afectan los acuíferos que se originan en
el mismo.
En la posición B del esquema, es posible
construir una barrera donde el acceso
tanto para el proceso constructivo como
para el monitoreo y cualquier
intervención posterior resulta mucho mas
cómodo.
La construcción de una barrera es
relativamente sencilla ya que se trata de
una excavación que atraviese la pluma de
drenajes no para retenerlos sino para que
pasen a través de ella.
Se reconocen dos formas posibles:
Fig. 8. Esquema de uso de una barrera
37
permeable ubicado en la dirección de la
corriente subterránea de material no
deseable interpuesta antes de que este
llegue al sistema hídrico natural.
• Barrera continua: En este caso la
excavación tiene el largo suficiente
para cubrir todo el acuífero
afectado.
• Barrera reconducida: Se trata de un
elemento impermeable tanto de Hº
como de suelo consolidado que
cuenta con puertas permeables que
constituyen la verdadera barrera
reactiva por donde la pluma
afectada es reconducida.
Elementos agregados o de control son
tanto los piezómetros anteriores y
posteriores a la barrera así como las
perforaciones de muestreo anteriores al
mismo.
Existen una serie de condiciones
referidas al relleno de la excavación que
es en suma la barrera:

• Reactividad: Se espera que el
material sea suficientemente
reactivo con el efluente para
asegurar el menor tiempo de
residencia
• Estabilidad: Es deseable que el
material permanezca reactivo
durante mucho tiempo dado que su
reemplazo no resulta una tarea
sencilla. Se espera además que esta
estabilidad se mantenga aún con
cambios en las condiciones del
efluente, el clima o la carga
hidráulica.
• Disponibilidad y costo: Es obvio
que este es un elemento a tener en
cuenta ya que no disponer de, por
ejemplo, wollastonita o autunita en
cantidad y costos aceptable derivará
el diseño a elementos mas
aceptables como calizas o
calcarenitas si éstas estuvieran
disponibles en la zona.
• Comportamiento hidráulico: Es
obvio que la permeabilidad deberá
ser mayor que la del acuífero que se
intercepta o al menos igual y el
tramo a atravesar con ese
coeficiente de permeabilidad deberá
ser tal que asegure la reacción de
todo el efluente con el reactivo
• Compatibilidad ambiental: La
reacción no debe producir
subproductos que resulten ser una
fuente de afectación el medio en si
mismos.
• Seguridad: El material reactivo
debe ser seguro a la manipulación.
Análisis Crítico
En el caso particular que se plantea, que
resulta bastante común para Sudamérica,
este mecanismo resulta mas que
interesante y su diseño y construcción
38
puede ser llevada adelante por gobiernos
locales en aquellos casos que las faenas
mineras se encuentren abandonadas.
Como suele ocurrir en otros casos puede
resultar importante la instalación de
lagunas de decantación y precipitación
de metales a seguir de la barrera.
Tratamiento de arena calcárea
En este caso una cierta cantidad de
carbonato molido a malla (arena gruesa
entre 1mm y 2mm) se vierte sobre los
arroyos que reciben el DAM de forma
que este agregado carbonático alcalinice
la corriente a lo largo de su curso.
Análisis Crítico
Si bien se menciona como un proceso
pasivo no es otra cosa que un paliativo
para los casos en los que tan solo se
desea la neutralización y la precipitación
final de hidróxidos insolubles es un
problema.
Una metodología similar aunque usando
líquido se ha usado en la zona de Elliot
Lake (Notario – Canadá) con los DAM
originados por los diques de cola.
En este caso un depósito ubicado cerca
de la corriente de agua que recibe el
drenaje ácido contiene un recipiente de
agua de cal (agua de cal apagada) que se
vacía por medio de un caño con un
caudal adecuado a la reacción que se
desea. Este recipiente se llena de líquido
de manera periódica del mismo modo
que se debe arrojar arena calcárea a la
corriente cada cierta cantidad de tiempo.
Estos procesos de mantenimiento pueden
ser programados pero pueden
precipitarse debido a los resultados de
los análisis que se lleven a cabo y que
aconsejen una intervención. Si bien el

sistema puede calificarse como pasivo,
requiere, como se ve, cierta cantidad de
acción del personal a cargo que sube los
costos de operación que son el item más
interesante de este tipo de procesos.
Árbol de decisión
El siguiente gráfico extraído y
modificado de Hedin et al, 1994 muestra
un flujo de decisiones posibles
atendiendo al tipo de drenaje que podría
encontrarse a la salida de un conjunto de
faenas mineras subterráneas, que es el
objetivo del presente aunque es
perfectamente aplicable al DAM de
cualquier origen.
En este cuadro se reconocen los estudios
necesarios en cada etapa, los procesos
recomendables y la combinatoria posible.
Comienza el flujo reconociendo los
parámetros de diseño:
Caudal: Si existiera una sola boca de
salida este estudio no presentaría en
general ningún tipo de problemas.
Sin embargo resulta bastante común que,
un conjunto de labores mineras
subterráneas avenen la carga hídrica por
numerosas bocas y aún por sectores no
trabajados.
Importa entonces reconocer el caudal
total así como su distribución y el modo
en el que los líquidos se agrupan y hacia
donde derivan.
Si los DAM derivan hacia más de dos
corrientes naturales aún cuando luego se
junten será necesario tener en cuenta
tratamientos separados o las obras
39
complementarias de captación y
reconducción unificada.
Si los costos de obras complementarias
de unificación de inputs son muy
elevados en comparación con la
ejecución de facilidades de tratamiento
por separado, se deberá tener en cuenta
la necesidad de caracterizar tanto la
química como la carga en suspensión de
los influentes a cada sector de proceso
por separado.
Se hace referencia al caudal del DAM
antes de entrar al sistema natural con
posible uso inmediato. En el caso
planteado para el uso de Barreras
Reactivas Permeables, el caudal de
diseño se debe reconocer en los lugares
aguas arriba del sitio de descarga al
sistema superficial. Es decir que la
medición del caudal a la salida de mina
antes del ingreso al cono de deyección es
poco menos que inútil.
Caracterización Química: Este estudio
debe incluir al menos los siguientes
aspectos:
Acidez: Si bien el pH es una medida
bastante común para la expresión de la
acidez o alcalinidad, en este trabajo se
prefiere medir la acidez en COCa
equivalente es decir en la cantidad de
carbonato necesario para neutralizarla.
La tabla 1 extraída de Aduvire et al 2 ,
establece una interesante clasificación de
la acidez de un DAM con lo cual será
posible ingresar al flujograma de la
figura 8.
2 Artículo sin mayores referencias en
WEB, corresponde a la lectura
recomendada 2

Gracias a esta tabla se puede decir que
los tipos 1 a 3 corresponden a la rama de
las aguas netamente ácidas y los tipos 4 y
5 a la tipología netamente alcalina en el
flujograma de la figura 8.
Demanda de oxígeno (DO): Se refiere a
la demanda total de óxigeno disuelto
expresada en miligramos de oxígeno
diatómico por litro (mgO2/l). Aunque la
mayor demanda de oxigeno será
posiblemente de tipo químico no de be
descartarse la demanda biológica y es
conveniente hacer ambas
determinaciones (DQO y DBO) por
separado y sumar los resultados.
40
Carga química: Se hace referencia a los
metales de carga en el DAM, en
particular Fe +3 y Al +3 , aunque no se debe
dejar de reconocer el resto de los
elementos que pueden estar incorporados
tales como Cu, Cd, etc. El flujograma de
la figura 8 permite la selección de un
tipo de proceso o tratamiento o
combinación pero la existencia de otros
metales requerirá un ejercicio de diseño
extra basado en ensayos de laboratorio
muy bien acotados.

Fig. 8. Flujograma de decisión extraído y modificado de Hedin et al, 1994.
41

Tabla 1. Clasificación de DAMs según acidez (Basado en Aduvire et al.)
Tipo Descripción Rango
1 Muy ácido Acidez neta > 300 mg/l de CO3Ca equivalente
2 Moderadamente ácido Acidez neta entre 100 y 300 mg/l de CO3Ca equivalente
3 Débilmente ácido Acidez neta entre 0 y 100 mg/l de CO3Ca equivalente
4 Débilmente alcalino Alcalinidad neta < 80 mg/l de CO3Ca equivalente
5 Fuertemente alcalino Alcalinidad neta mayor o igual a 300 mg/l de CO3Ca
equivalente
Algunos ejemplos interesantes
Mina La Mejicana (Argentina): Esta
mina fue explotada por métodos
subterráneos fundamentalmente durante
el siglo XIX y en ella todavía existe un
cable carril que llevaba mineral de Au,
Ag y Cu a Chilecito (pequeño Chile) con
un recorrido de mas de 34 km y un
desnivel de mas de 3100 m.
Como puede verse en la fotografía de la
figura 9, la zona de explotación se
encuentra en un escudo de oxidación que
desemboca en el Rio Amarillo. Este río
tiene en las cercanías de la mina y por
ende en su naciente un pH de 3, con
aproximadamente 1200 ppm de Fe, y
cerca de 3000 ppm de S. Se menciona la
presencia de As, Mo, Cu, Pb y Zn y se
menciona por otro lado que la carga de
Fe y de S disminuye a 1.2 ppm y 160
ppm respectivamente al llegar a la zona
baja.
Esta mina está en estudio para su
reactivación en la actualidad y resulta
impensable tal cometido si no se tienen
en cuenta en el proyecto todos los
mecanismos pasivos para el tratamiento
de estos drenajes que se están
produciendo tanto de la mina como del
escudo de oxidación circundante.
Sin tener en cuenta la necesaria
caracterización de los posibles DAM de
la mina así como de la predicción de su
42
caudal es posible que un proceso de
Barreras Permeables Reactivas sea el
mejor modo de lidiar con este problema,
combinados con un conjunto de lagunas
de decantación.
Existen otras alternativas interesantes
como los canales de caliza en interior
mina que podrían construirse sin
mayores in convenientes.
Mina Wheal Jane (UK): Explotada
básicamente por Sn, fue cerrada em 1991
y sus labores se inundaron
completamente. Uno de los cierres falló
en 1992 y con ello mas de 50000 m 3 de
agua ácida se volcaron al medio.
El conjunto de procesos construido en
1994 consiste en una combinación de
drenajes aeróbicos y anóxicos en caliza
seguidos de un filtro especial de caliza y
de lagunas de decantación.
De este modo el pH de aproximadamente
3 en el input se elevaba por etapas a 4.5,
5, y 6.8 a la salida del filtro y entrada a
las lagunas de decantación. Mientras que
el Fe pasaba de 161.3 mg/l a 0.4 mg/l al
entrar a las lagunas finales y el sistema.
Este complejo sistema se llevó adelante
además teniendo en cuenta aspectos
geográficos estéticos que armonizan con
la región.

Fig. 9. Vista desde la mina La Mejicana.
Fig. 9 Mina Wheal - Aspecto del derrame en el Rio Carnon
43

Mina Lilly/ Orphan Boy Montana (USA):
Explotada básicamente por Pb, este
emprendimiento dejó de operar en 1950.
Es una región de abundante cantidad de
nieve con derretimientos en primavera
que producen grandes crecidas.
El agua presenta un nivel estático
ubicado en la galería E (fig. 10) por
donde vierte al ambiente un caudal
promedio de 11 l/min con ciertas
cantidades de Al, Cd, Cu, As, Mn, Fe, Zn
y sulfatos en general así como una acidez
de pH 3.
44
La US Environment Protection Agency
diseñó un sistema que fue finalmente
construído y que consiste en un
biorreactor que se ubica “colgado” en el
pique principal B por medio de una serie
de cables que se sostienen desde la boca
A. Este birreactor es básicamente un
substrato de materia orgánica
(básicamente aserrín y guano de vaca)
que mantiene una población de
bacterias sulforeductoras.
Fig. 10. Mina Lilly/Orphan Boy adaptado de EPA – MWTP 2004 .
A los fines de agregado de materia
orgánica se han perforado los pozos C y
se ha hecho lo propio con el pozo D
como punto de control de efluente.
Los resultados son mas que interesantes
en cuanto a que el efluente saliendo en E
está neutralizado y la cantidad de metales
disueltos es la permitida por las
regulaciones ambientales.
Lo mas interesante de este caso es el
hecho que la instalación es en interior
mina y que se previeron los métodos para
el agregado de substrato orgánico sin
necesidad de acceder al pique principal.
Es posible que una barrera permeable
reactiva ubicada al pie de la escombrera
que nace en la salida del agua en E,
hubiera dado también buenos resultados
aunque el hecho de que se produzcan
crecidas estacionales en la primavera
podrían haber dificultado su diseño.
Conclusiones

Los tratamientos pasivos para los
drenajes ácidos de mina constituyen una
alternativa válida para la solución del
problema que se presenta en Sudamérica.
Si bien es cierto que su aplicación es
mucho mas barata cuando se prevé y se
ejecuta durante el tiempo de operación
minera, no exige demasiado a los
presupuestos locales y regionales donde
los gobiernos locales y la comunidad
deben lidiar con esta situación heredada.
Los DAM provenientes de laboreo
subterráneo propiamente dicho, sea en
forma directa de las faenas o de sus
escombreras admiten tratamientos
pasivos en interior mina en la medida
45
que su aplicación no implique revisiones
y mantenimiento posterior a la
instalación.
Estudiar tratamientos pasivos en interior
de mina constituye además una
alternativa muy interesante en los casos
de escasez de terreno de relieve
moderado o condiciones climáticas
extremas con mucha precipitación de
agua y crecidas.
Las barreras reactivas permeables
constituyen una solución simple y
relativamente económica de regiones
minadas que aportan DAM en las
cabeceras de los conos de deyección.
Tabla 2. Factores de diseño – Extractado y modificado de ADTI Handbook, 1998
Nombre Fluido Parámetros de diseño Int.
mina
Referencias
Humedal Agua
• 10 a 20 g/m
aeróbico netamente
básica
2 /d de Fe
• 0.5 a 1 g/m 2 No Hedin et al.
/d de Mn
1994
Humedal Agua
• 3.5 g/m
anaeróbico netamente
ácida con poco
caudal
2 /d de acidez
• Conductividad hidráulica
Del substrato entre 10 3 y
10 4 cm/seg.
• Tasa de reducción de
sulfatos de
aproximadamente 300
mmoles/m 3 No Hedin et al
1994
/dia.
• Carga hidráulica para
permitir el flujo
Drenaje Agua
anóxico en netamente
caliza ácida.
Demanda de
oxígeno (DO)y
Fe 3+ • Tiempo de contacto de Si Hedin et al.
15 hs
ADTI
• Clastos de caliza de 6 a
15 cm de diâmetro
HANDBOOK
1998
.
Al

de
alcalinidad
Barreras
reactivas
permeables
ácida.
Agua
netamente
ácida.
Demanda de
oxígeno (DO)y
Fe 3+ .
Al

AVALIAÇÃO DE COBERTURA SECA DE
ENTULHO DE CONSTRUÇÃO CIVIL PARA
REMEDIAÇÃO DE DRENAGEM ÁCIDA EM
MINA
Evaluación de la cubre seca de residuos de
construcción al recurso en drenaje ácida de mina
NATÁLIA CRISTIANE DE MORAES
E- mail: nataliacristianem@yahoo.com.br
JOSÉ MARGARIDA DA SILVA
E-mail: jms@demin.ufop.br
ADILSON CURI
E-mail: curi@demin.ufop.br
Escola de Minas/Universidade Federal de Ouro Preto/ Brasil.
RESUMO
Dentre os impactos ambientais da lavra, inclusive da modalidade subterrânea, e
também na área da construção civil, está a drenagem ácida de mina
(DAM).Trabalhos importantes vêm sendo realizados com a intenção de evitar a
geração ou tratar a DAM nas regiões brasileiras. As principais alternativas
consideradas são coberturas secas (amplamente utilizadas), aditivos alcalinos e
tratamento ativo da DAM. Outra opção é a concentração/isolamento de sulfetos.
Com a dessulfurização dos rejeitos de mineração preliminarmente à disposição
final, o potencial de geração de acidez, e conseqüentemente a lixiviação dos metais,
são consideravelmente reduzidos, obtendo-se significativos ganhos ambientais e
econômicos. Em vista do exposto, o presente trabalho buscou avaliar a efetividade
do sistema de cobertura seca com entulho de construção civil, em diferentes
proporções, como forma de minimizar ou evitar o desencadeamento da DAM. Para
tanto, foram realizados experimentos em colunas de lixiviação em laboratório, que
evidenciaram uma redução de mais de 90% no potencial gerador de acidez da
DAM, caracterizando uma alternativa promissora na remediação da drenagem
ácida de mina.
Palavras-chave: drenagem ácida de mina, resíduos de mineração, entulho de
construção civil e acidez.
RESUMEN
49

Entre los impactos ambientales del lavra, además de la modalidad subterránea, y
también en el área construcion civil, es drenajo ácida (DAM). Los trabajos
importantes han sido cumplidos con la intención de evitar la generación o tratar el
DAM en las áreas brasileñas. Las alternativas consideradas principales son los
cubres secas (completamente usó), tratamiento alcalino y activo adictivo de DAM.
Otra opción es la concentración / el aislamiento del sulfetos. Con el
dessulfurización del rejeitos de minar el preliminarmente a la último disposición, el
potencial de generación de acidez, y por consiguiente el lixiviación de los metales,
está considerablemente reducido, obteniéndose significante ganado ambiental y
barato. En vista del expuesto, el trabajo presente buscado para evaluar la
efectividad del sistema que cubre seca con construir el vertedero del sitio, en las
proporciones diferentes, como el formulario de minimizar o evitar el
desencadeamento de DAM. Para tanto, los experimentos eran cumplidos en las
columnas del lixiviação en el laboratorio, que los evidenciaron una reducción de
más de 90% en el potencial generador de acidez de DAM, caracterizando una
alternativa prometedora en el recurso del drenajo ácido.
Palabras-clave: drenajo ácida, resíduos de minar, entulho de construcion, acidez.
1. INTRODUÇÃO
A extração mineral tornou-se uma
atividade indispensável para a sociedade
moderna, devido à importância que os
bens minerais e seus derivados
assumiram na economia mundial.
Entretanto, a continuidade e expansão
das atividades de mineração no Brasil e
no mundo dependem de um forte
compromisso com a preservação e
recuperação do meio ambiente (Rebouças
et al., 2006).
A DAR (drenagem ácida de rocha)
é formada pela oxidação de minerais
sulfetados, principalmente pirita (FeS2),
expostos à ação do oxigênio atmosférico
e água, com mediação bacteriana.
Quando a DAR está relacionada à
50
atividade mineradora, o processo passa a
ser chamado de drenagem ácida de mina
(DAM). Uma das principais
conseqüências da DAR é a solubilização
de metais pesados associados aos
minerais sulfetados, devido ao baixo pH
(menor que 4,5), os quais podem
contaminar recursos hídricos adjacentes.
A Drenagem ácida de mina é um dos
fatores mais importantes na ocasião do
fechamento definitivo de uma mina, seja
a céu aberto ou subterrânea. Ela implica
em monitoramento, correções e atitudes
necessárias para que se tenha uma
situação mais próxima possível do inicial
ou que não traga conseqüências
inadequadas ao meio ambiente.
Segundo Fergusson e Erickson
(1987), citado por Pastore e Mioto
(2000), o fenômeno da geração de

drenagem ácida pode ser descrito por
quatro reações básicas que, por sua vez,
estão agrupadas em três estágios (reações
1 a 4), formando um ciclo. Estas reações
estão envolvidas na quebra da pirita que,
na presença de água e oxigênio,
produzem ácido sulfúrico.
Estágios I e II
FeS2 + 7/2 O2 + H2O Fe 2+ + 2 SO4 2- + 2H + (1)
Fe 2+ + 1/4 O2 + H + Fe 3+ + ½ H2O (2)
Fe 3+ + 3 H2O Fe(OH)3 (s) + 3 H + (3)
Estágio III
FeS2 + 14Fe 3+ + H2O15Fe 2+ + 2SO4 2- + 16H + (4)
Trabalhos importantes vêm sendo
realizados com a intenção de evitar a
geração ou tratar a DAM em várias partes
do mundo, como regiões carboníferas,
onde o carvão ocorre associado à
oxidação de pirita (Blowes et al., 2003),
minerações de urânio, ouro, níquel, cobre
e adicionalmente, na construção civil,
como o caso do aproveitamento
hidrelétrico de Irapé (CEMIG), no norte
de Minas Gerais (Lima, 2009).
Diversas técnicas são sugeridas na
literatura para tratamento de efluentes de
DAM. A escolha do processo de
tratamento de águas ácidas deve ser
economicamente viável, simples e
eficiente, considerando que seu custo é
sempre tido como extra na produção
(IPAT-UNESC, 2000 e 2001). Atenção
especial deve ser dada a estudos voltados
a minimização e prevenção de sua
ocorrência.
Embora os fatores que controlam a
oxidação da pirita no campo sejam bem
entendidos, a quantificação de alguns
deles pode ser difícil. A taxa de difusão
51
de oxigênio, infiltração da água,
temperatura, pH, presença de materiais
alcalinos, heterogeneidade vertical e
horizontal, e os modos de oxidação da
pirita constituem fatores de mensuração
para a previsão e monitoramento da
drenagem ácida (Evangelou,1995).
Alguns tratamentos ativos e
passivos têm sido implantados em áreas
da mina, para evitar o aumento e
contaminação do meio ambiente pelas
drenagens ácidas. Os tratamentos ativos
envolvem a adição de produtos alcalinos
nos sistemas. Estes sistemas funcionarão
enquanto houver a adição dos insumos e
a manutenção dos filtros e outros
componentes. Sendo assim o consumo de
energia é constante durante o tempo de
vida do sistema.
Os sistemas de tratamento passivo
são projetados para fazer uso de
processos naturais resultantes das
interações entre atmosfera, hidrosfera e
biosfera, como por exemplo:
sedimentação, filtração, transferência
gasosa, adsorção, trocas iônicas,
precipitações químicas, reações de
hidrólise e oxi-redução, entre outros.
Sistemas passivos necessitam de pouca
ou nenhuma manutenção, sendo esta uma
de suas principais vantagens sobre o
tratamento ativo, além de não exigirem a
adição constante de produtos químicos
(Trindade e Soares, 2004).
São relatados na literatura vários
tipos de tratamento de acordo com as
características locais de ocorrência da
drenagem ácida, mas o que se observa é
um grande uso do sistema de tratamento
passivo, principalmente envolvendo o
uso de coberturas secas, nas quais seus
componentes podem ser modificados,
quanto à composição, quantidade,
textura, entre outros. Podem ser citados
como componentes das coberturas:

camada argilosa mais cinzas pesadas
(Galatto et al, 2007), camada argilosa
mais aditivos alcalinos (Murta, 2006),
escória de aciaria (Machado e Schneider,
2008; Salviano, 2010), cinzas de carvão
(Machado, 2007; Soares et al.2006),
entulho de construção civil (Moraes,
2011), entre outros.
A avaliação da eficiência dos sistemas
de coberturas secas para prevenção
da DAM passa necessariamente por
estudos experimentais, quer seja em
laboratório, quer seja em campo. Na
literatura muitas vezes são mencionados
experimentos dessa natureza em lisímetros
e colunas de lixiviação (Mello e
Abrahão, 1998; Pinto e Nepomuceno,
1998; Ritcey, 1989).
As coberturas secas são uma técnica
aplicada em larga escala na América do
Norte e Austrália, que consiste em uma
alternativa utilizada na prevenção e
controle da DAM, quando da reabilitação
de depósitos de resíduos de mineração
geradores de acidez. Elas são colocadas
sobre o depósito de material reativo e têm
por objetivo principal o controle da
entrada de oxigênio e água, inibindo o
processo de oxidação dos sulfetos na sua
origem. Além dessas funções, as
coberturas secas devem ser resistentes à
erosão e fornecer suporte à vegetação
(Borma e Soares, 2002). Nos últimos
anos, o uso de coberturas secas para
prevenir a geração de Drenagem Ácida
de Minas tem sido estudado no Brasil
(Souza et al., 2003; Galatto et al., 2007).
A denominação “coberturas secas”
(dry covers) refere-se às condições de
saturação inexistente ou parcial em água
e, é utilizada em contraposição às
“coberturas úmidas” (wet covers)
mantidas em condições de saturação
total. Embora as coberturas secas sejam
constituídas, na maioria das vezes, por
52
camadas de solos de diferentes
propriedades, o termo “cobertura de
solo” não é o mais apropriado, uma vez
que para sua execução podem ser
utilizados outros tipos de materiais, tais
como os geossintéticos ou resíduos
resultantes de outras atividades, desde
que apresentem as propriedades
necessárias à minimização da formação
da drenagem ácida de minas.
A habilidade de um sistema de
cobertura seca de atuar de acordo com as
premissas estabelecidas no projeto é uma
função das propriedades dos materiais
utilizados na cobertura, do resíduo e da
resposta às condições atmosféricas
atuantes.
Quando não se conhece em detalhe
as características de produção de DAM
do depósito ou quando tais depósitos
contêm, sabidamente, material de
disposição recente e antiga, é indicado o
uso de uma cobertura que tenha por
objetivo reduzir simultaneamente o
acesso de água e do oxigênio ao resíduo.
Uma cobertura para minimização do
fluxo de oxigênio, por sua vez, seria mais
adequada para aplicação em depósitos de
resíduos de disposição recente, pouco
oxidados, e em áreas de reduzida
precipitação de chuvas, onde o controle
de disponibilidade de oxigênio para a
reação de oxidação seria mais importante
na redução da produção de DAM do que
a redução do fluxo de água através do
resíduo.
Sistemas de cobertura com essas
características, projetados para uso em
regiões úmidas com elevados índices
pluviométricos consistem, tipicamente,
em de uma camada de material argiloso
compactada, coberta por uma camada
adicional, projetada para prevenir a
erosão e oferecer suporte à vegetação.
Esses sistemas usualmente incorporam,

abaixo da camada argilosa, uma camada
de material permeável, em geral arenoso,
formando uma barreira capilar que
auxilia na retenção de água no interior da
camada argilosa, reduzindo as perdas por
evaporação. A manutenção do grau de
saturação da camada argilosa garante a
eficiência desse sistema de cobertura
como barreira à difusão de oxigênio
(Yanful,1993; Yanful et al.,1993;
Nicholson et al.,1993 citados por Borma
e Soares, 2002).
Também são utilizados outros
tratamentos, como o uso de aditivos
alcalinos (Roeser, 2006), banhados ou
wetlands (Vasquez, 2007; Anjos, 2003),
Flotação por Ar Dissolvido (Rubio et al.,
2002), bombeamento dos efluentes e
tratamento com aditivos alcalinos, no
caso calcário (Possa e Santos, 2003;
Silveira et al., 2009) . Outra opção é a
concentração/isolamento de sulfetos. De
acordo, com Benzaazoua et al. (2008) e
Hesketh et al. (2010), com a
dessulfurização dos rejeitos de mineração
preliminarmente à disposição final, o
potencial de geração de acidez, e
conseqüentemente a lixiviação dos
metais, são consideravelmente reduzidos,
obtendo-se significativos ganhos
ambientais e econômicos.
Outros estudos mostram que, por
meio da concentração da pirita (FeS2),
presente em grandes quantidades no
carvão catarinense, é possível produzir
ácido sulfúrico (atividade que já foi
desenvolvida na região entre 1982 e
1993, pela Indústria Carboquímica
Catarinense - ICC, e que atualmente se
encontra desativada sendo considerada
um grande prejuízo ao ciclo produtivo do
carvão na região), sulfato férrico
(Menezes, 2009), sulfato ferroso
(Peterson, 2008; Vigânico, 2009) e
pigmentos à base de óxidos de ferro
(goetita, hematita e magnetita) (Madeira,
53
2010; Silva, 2010) com a utilização de
processos térmicos e/ou
hidrometalúrgicos.
Em vista do exposto, o presente
trabalho buscou avaliar a efetividade de
um sistema de cobertura seca, em
diferentes proporções, como forma de
minimizar ou evitar o desencadeamento
da DAM. Para tanto, foram realizados
experimentos em cinco colunas de
lixiviação em laboratório. Ressalta-se que
os resultados aqui apresentados são parte
integrante de uma dissertação de
mestrado que contou com o fomento da
Fundação Gorceix e do Programa de Pós-
Graduação em Engenharia Mineral
(PPGEM), da Universidade Federal de
Ouro Preto (UFOP).
2. CARACTERIZAÇÃO DA ÁREA
DE ESTUDO
Na cidade de Ouro Preto-MG, pirita
foi extraída em uma antiga mina,
denominada Jazida de Pirita (figura 1)
descrita por Djalma Guimarães, durante
as décadas de 30 e 60, do século passado.
Lacourt (1938) relata que a produção
mensal da mina era de 150 toneladas,
sendo que grande parte era vendida a
antiga Fábrica de Pólvora de Piquete
(Fábrica Presidente Vargas) e uma
pequena parte vendida a ELCHISA S.A.
para a produção de ácido sulfúrico. A
pirita vendida continha em média 46% de
enxofre e traços de arsênio (menos de
0,05%).
Hoje a área da cava, com 89 Km 2 está
abandonada, constitui um local de
deposição ilegal de entulho de construção
civil e a população praticamente mora
nos arredores da mina, fazendo novos
loteamentos instáveis, devido as

condições geotécnicas do local. Nesta
mina, foram observados pontos e uma
galeria subterrânea, com água com pH
inferior a 3.0 e , caracterizando a geração
54
de drenagem ácida de mina (DAM), de
considerável impacto ambiental em
minas de minérios sulfetados.
Figura 1: Mina de Pirita em Ouro Preto – MG, com a localização dos pontos de
amostragem de material e a entrada de uma galeria subterrânea. Fonte: modificado de
Mariano (2008).
3. METODOLOGIA
Para avaliar processo de formação e
abatimento da drenagem ácida pelo uso
de coberturas secas foram montadas 5
colunas de lixiviação (tabela 1),
denominadas I a V, com diferentes
objetivos e dimensões. A tabela 1 mostra
o resumo geral da composição das
colunas de lixiviação, a quantidade de
material introduzido, a duração dos
ensaios e a quantidade de água
introduzida diariamente. As colunas são
compostas por três partes: reservatório
inferior, coluna de retenção da amostra e
tampa superior, sendo que todo o
conjunto é fixado por hastes e borboletas
de latão, conforme figura 2. O
reservatório inferior e a tampa superior
são de PVC e a coluna de retenção da
amostra de acrílico. Ambos os materiais
constitutivos podem ser considerados
inertes quanto às soluções ácidas
percolantes.
A quantidade de material
introduzido nas colunas de lixiviação foi
escolhida aleatoriamente, não
obedecendo nenhuma metodologia de
ensaio. A localização e o número de

pontos de amostragem (figura 2) na Mina
de Pirita foram definidos através de
visitas a campo e também de acordo com
as condições favoráveis à coleta (Moraes,
2010).
Figura 2- Coluna de lixiviaçao. Fonte: Leite
(2009)
As amostras introduzidas nas
colunas foram:
I – material da mina, composto pela
homogeneização das cinco amostras
coletadas (figura 3) com auxílio de pá e
picareta a 30 cm de profundidade do
solo;
II – entulho de construção civil
(figura 4) constituído de pedaços de
concreto, de tijolos de cerâmica, de
argila, de concreto, de gesso e de telhas
de amianto, proveniente de uma reforma
do prédio DEGEO/DEMIN e que foram
cominuídos no Laboratório de
Processamento de Minerais, ambos da
própria UFOP;
55
III – material da mina e entulho, na
mesma proporção;
IV – foi utilizada a proporção de 1:4
com 2,0 kg de material da mina e 8 kg de
entulho;
V - foi preenchida com 1,0 kg de
material da mina, 0,1 kg de cal e 3,0 kg
de entulho.
Figura 3 - Amostras coletadas na Mina de
Pirita, após secagem.
Figura 4 - Entulho proveniente de reforma
no prédio DEGEO/DEMIN da UFOP.
Os objetivos de cada coluna foram:
I e II - foram preparadas com a finalidade
de servir como referência para os
resultados obtidos com as outras colunas
e identificar as características físico-

químicas e o comportamento dos
materiais utilizados, servindo como uma
espécie de “branco” para a comparação
dos resultados, sendo útil na
interpretação da influência das coberturas
aplicadas sobre o material da mina nos
ensaios das colunas III, IV e V;
III – avaliar a qualidade do abatimento da
drenagem ácida oferecida pelo sistema de
cobertura de entulho e verificar se a
proporção do entulho em relação ao
material da mina seria satisfatória no
processo;
Tabela 1 : Características das Colunas de Lixiviação.
56
IV – avaliar a influência da quantidade de
entulho no abatimento da drenagem
ácida;
V - objetivou simular a influência da
camada de aditivo alcalino (cal) entre o
material da mina e o entulho na
proporção (1: 3). A cal foi escolhida,
neste trabalho, para o abatimento de
drenagem ácida, devido a seu baixo custo
relativo no tratamento de drenagens com
elevada acidez e alta concentração de
sulfatos, e por reagir rapidamente no
sistema.
Coluna I Coluna II
Duração do Ensaio: 30 dias
Dimensões: 14,54 x 104 cm
Material de Preenchimento:
14,30 kg de material da mina
Altura de material na coluna:
87 cm
Volume introduzido
diariamente: 955mL
Duração do Ensaio: 30 dias
Dimensões: 7,30 x 75 cm
Material de Preenchimento:
8,3 kg de entulho
Altura de material na coluna:
66 cm
Volume introduzido
diariamente: 241 mL
Coluna III Coluna IV
Duração do Ensaio: 23 dias
Dimensões: 14,54 x 104 cm
Material de Preenchimento:
7,5 kg de material da mina e
7,5 Kg de entulho
Altura de material na coluna:
88 cm
Volume introduzido
diariamente: 955 mL
Coluna V
Duração do Ensaio: 40 dias
Dimensões: 14,54 x 104 cm
Material de Preenchimento:
2,0 kg de material da mina e
8,0 kg de entulho
Altura de material na coluna:
58 cm
Volume introduzido
diariamente: 955 mL

Duração do Ensaio: 40 dias
Dimensões: 7,30 x 75 cm
Material de Preenchimento: 1,0 kg de material da mina, 0,1kg de cal e 3,0
kg de entulho
Altura de material na coluna: 70 cm
Volume introduzido diariamente: 241 mL
3.1 Operações das Colunas
Os ensaios de lixiviação consistiram
em percolar diariamente água deionizada
pelo material da mina e pelos sistemas de
coberturas acrescentados a ele, como o
entulho e a cal, introduzidos nas colunas,
monitorando-se diversos parâmetros
químicos e físico-químicos do lixiviado.
Utilizou-se a água deionizada, em virtude
de se eliminar qualquer possibilidade
contaminação de íons, metais-traços da
água nos ensaios.
Os ensaios de lixiviação foram
realizados de modo a respeitar e
representar ao máximo as condições de
lixiviação em campo do material
coletado, e os sistemas de coberturas
adicionados a ele, simulando diferentes
alternativas de neutralização/abatimento
de drenagem ácida existente.
Para isso, a quantidade de água
deionizada a ser lixiviada pelas colunas I,
II, III, IV e V foi calculada com base na
precipitação média anual ocorrida na
cidade de Ouro Preto e nas dimensões
das colunas.
57
A quantidade de material
introduzido nas colunas de lixiviação foi
escolhida aleatoriamente, não
obedecendo nenhuma metodologia de
ensaio anterior. Após o preenchimento
dos materiais nas colunas, foi colocada
uma camada de geotêxtil sobre eles, para
evitar que a água introduzida na coluna
percorresse caminhos preferenciais não
lixiviando completamente o material.
As soluções drenadas nas bases das
colunas foram coletadas diariamente e
analisadas para diversos parâmetros
físico-químicos e elementos químicos a
fim de se estudar os processos de
produção e abatimento da drenagem
ácida. A escolha dos métodos foi baseada
no Method 1627: Kinetic Test Method for
the Prediction of Mine Drainage Quality
(EPA, 2009) e a metodologia proposta
por Greenberg et al. (1992).
Os parâmetros, comumente, considerados
importantes para serem analisados no
lixiviado da DAM são: pH, Eh (potencial
redox), acidez, alcalinidade, metais,
condutividade elétrica (CE), sulfato e
temperatura. Os métodos de análise e
equipamentos utilizados estão listados na
tabela a seguir.

Tabela 2: Métodos de análise, equipamentos e limites de detecção.
Parâmetro Método Equipamento Limite de detecção
Acidez
Titulométrico Bureta manual
1,0 mg/L CaCO3
Alcalinidade
Total
Condutividade
elétrica
Eh
Metais
pH
Sulfato
Temperatura
Titulométrico
Medida direta
Potenciométrico
Espectroscópico
Potenciométrico
Turbidimétrico
Medida Direta
4. RESULTADOS E DISCUSSÕES
Neste item são apresentados os
resultados e as discussões das análises
efetuadas com as colunas de lixiviação.
Ressalta-se que todos os monitoramentos
das soluções da coluna III foram
impedidos no 23º dia, devido ao
entupimento do dreno da coluna.
Como definição, o pH (potencial
hidrogênionico) representa a
concentração de íons hidrogênio (em
escala anti-logarítmica), fornecendo uma
indicação sobre a condição de acidez,
neutralidade ou alcalinidade da água..
Bureta manual
Condutivímetro Digimed
DM-32 VI.0
pHmetro Digimed DM-
22 VI.2
ICP-OES
SPECTRO/Ciros CCD
pHmetro Digimed DM-
22 VI.2
Turbidímetro Micronal
B250
Condutivímetro Digimed
DM-32 VI.0
58
1,0 mg/L CaCO3
0,001 μS/cm
0,1 mV
Para cada metal existe
um limite de detecção.
0,01
0,1 mg/L
0,1 ºC
Os valores do pH (figura 5) das
colunas I, III, IV e V, foram considerados
ácidos (pH7) apresentado pelas
soluções lixiviadas da coluna II, se deve,
em parte, pela presença do calcário que
faz parte da composição do cimento
utilizado na construção civil. Destaca-se
a rapidez com que se processaram as

eações químicas entre a cal e os
componentes introduzidos na coluna V,
que foram evidenciadas pelo o aumento
do pH ao longo do período analisado. Os
resultados obtidos com a adição de cal,
como reforço no sistema de cobertura se
mostraram satisfatórios, e a partir do 28º
dia pode-se afirmar que o pH das
soluções entraram em processo de
estabilização.
Figura 5: Variação do pH das soluções drenadas
das Colunas de lixiviação.
O Eh indica a medida da
transferência de elétrons (potencial
elétrico) em uma reação de oxi-redução.
O valor do potencial de oxi-redução
informa se um meio é oxidante ou
redutor. Valores mais baixos de Eh
traduzem uma maior disponibilidade de
elétrons, revelando um meio mais
redutor. Valores elevados de Eh indicam
que existem poucos elétrons disponíveis
para a redução, ou seja, o meio é
oxidante. A reação de oxidação
geralmente aumenta a quantidade de
prótons, ou gera um meio mais ácido. A
redução geralmente consome prótons, e o
pH do meio se eleva (Langmuir, 1997;
Dold, 1999 in Moraes, 2010).
59
Figura 6: Variação do Eh das soluções
drenadas das Colunas de lixiviação.
Os valores de Eh (Figura 6)
encontrados para as colunas I, III, IV e V
oscilaram entre 412,5 e 615,3 mV,
indicando um ambiente oxidante,
favorecendo a oxidação de sulfetos. Os
valores de Eh obtidos, oscilaram
fortemente entre -9,5 a 155,4 mV durante
os 30 dias de monitoramento, indicando
um ambiente redutor. Nota-se que a sua
tendência, mesmo após o término do
ensaio seria de forte oscilação.
O pH e o Eh são considerados as
variáveis principais dos processos
geoquímicos para controle da
solubilização dos metais pesados. O pH
controla a precipitação dos metais através
da sua capacidade (concentração de H +
nas águas) para atacar os minerais das
rochas, solos e sedimentos, induzindo a
lixiviação e/ou solubilizando seus
constituintes.
Nas colunas monitoradas, os valores
de CE foram elevados (figura 7),
exibindo uma forte redução nos primeiros
dias de monitoramento, inclusive para a
coluna II. Embora a quantidade e o
material em cada coluna sejam
diferentes, observa-se que os materiais
utilizados possuem elevada
condutividade elétrica, da ordem de
mS/cm. Esse fato pode ser

correlacionado com a grande quantidade
de metais e sulfatos que foram lixiviados
nas soluções drenadas das colunas.
Figura 7: Evolução da Condutividade
elétrica das colunas I,II, III, IV e V ao longo
do tempo.
Figura 8: Evolução da quantidade de sulfato
presente nas soluções drenadas das colunas
I,II, III, IV e V
A concentração de sulfato, em todas
as colunas, determinada pelo método
turbidimétrico foi da ordem de g/L, sendo
que em muitos trabalhos relacionados
com avaliação do potencial gerador de
acidez relataram mg/L. Isso se deve à
grande presença de minerais sulfetados
60
na área estudada. O sulfato é um produto
direto da oxidação dos sulfetos. Nas
colunas I, III, IV e V, houve uma forte
queda de concentração nos primeiros
dias, destacando-se a eficiência do
entulho sobre as reduções e o elevado
estado de alteração das amostras, em
virtude das elevadas concentrações
apresentadas durante os ensaios.
Figura 9: Evolução diária de acidez das
colunas I, III, IV e V.
A acidez, geralmente, é o resultado
da presença de ácidos fracos e pode ser
definida como capacidade da água para
neutralizar OH - . A utilização do entulho
como sistema de cobertura foi eficiente
na redução de acidez das colunas
analisadas. Nota-se que para as colunas I,
III, IV e V, houve um acentuado
decréscimo de acidez nos primeiros dias
de monitoramento. A acidez das soluções
lixiviadas se deu através da elevada
quantidade de sulfato presente nas
amostras e também pela grande
quantidade de metais lixiviados,
principalmente Al, Fe e Mn, para as
soluções. Esse fato pode ser confirmado
pela forte coloração amarela e
viscosidade das soluções analisadas, que
em pH< 3,5, precipitam o íon Fe 3+ que
possui uma coloração amarelo-

alaranjado. Ressalta-se a eficiência da
camada de entulho sobre o material da
mina, que reduziu em mais de 90% a
acidez das soluções das colunas III e IV,
e que junto com a cal reduziu em 99% o
valor da acidez inicial das soluções da
coluna V.
Figura 10 : Evolução da alcalinidade das
soluções drenadas da coluna II.
A alcalinidade pode ser definida
como a capacidade da água em
neutralizar ácidos, sendo uma
conseqüência direta, principalmente, da
presença ou ausência dos íons hidroxila
(OH - ), carbonato (CO3 2- ) e
bicarbonato(HCO3 - ). A alcalinidade
também pode ser influenciada pela
presença de boratos (BO4 2- ), fosfatos
(PO4 2- ) e silicatos (SiO4 2- ) (Guimarães,
2005). Minerais carbonatados existentes
nos sedimentos podem então atuar como
tampões, exercendo um papel de elevar o
valor do pH. A alcalinidade do entulho
da coluna II se deve principalmente à
presença do calcário contido na
composição do cimento, do gesso e dos
silicatos detectados pela difração de raiox
(quartzo, muscovita, caulinita e albita).
61
As figuras de 11 a 14 apresentam os
resultados das concentrações de metais,
considerados importantes no processo da
DAM, lixiviados durante o período de
monitoramento. Em todas as colunas
monitoradas, houve uma expressiva
queda da concentração dos metais Fe, Al,
Mn e Zn, nas soluções lixiviadas no
decorrer dos ensaios. Ressalta-se a
semelhança das curvas obtidas, a alta
concentração dos metais analisados na
coluna III, que possuía uma quantidade
inferior de material da mina que a coluna
I. Supõe-se que esses altos valores
estejam relacionados ao estado de
alteração e a granulometria das amostras
introduzidas na coluna (Moraes, 2010).
Mesmo com a elevada lixiviação dos
metais, estes se encontram foram dos
padrões ambientais considerados no
Brasil.
Figura 11 – Concentração de ferro das
soluções lixiviadas das colunas I, II, III, IV
e V.

Figura 12 – Concentração de alumínio das
soluções lixiviadas das colunas I, II, III, IV
e V.
Figura 13 – Concentração de manganês das
soluções lixiviadas das colunas I, II, III, IV
e V.
62
Figura 14 – Concentração de zinco das
soluções lixiviadas das colunas I, II, III, IV
e V.
Outros metais que apresentaram
concentrações significantes não foram
descritos neste trabalho, pois
apresentaram um certo valor de
concentração inicial que no final dos
experimentos não foram quantificados
devido as suas concentrações serem
menores que o limite de detecção dos
equipamentos utilizados, são eles: As,
Ba, Cd e Pb. É importante considerá-los,
pois neste trabalho foram consideradas
apenas pequenas quantidades de
amostras, e numa quantidade elevada,
estes metais podem causar problemas
ambientais e também ao ser humano, pois
a mina abandonada se localiza próxima a
um ribeirão.
5. CONCLUSÕES
Frente à necessidade de se encontrar
alternativas de se remediar o problema da
geração de drenagem ácida, estudou-se
nesse trabalho o caso de uma mina
abandonada na região de Ouro Preto-
MG, com o problema da drenagem ácida
já instalado e que faz parte de um

contexto de disposição de resíduos de
construção civil.
As características locais (geologia
com a presença de minerais sulfetados,
clima, entre outros) associadas a uma
atuação antrópica desordenada,
colaboraram para a produção de
drenagem ácida resultando num
desequilíbrio ambiental manifestado
principalmente pela poluição hídrica e
contaminação do solo.
O sistema de cobertura seca com
entulho de construção civil empregado
nas colunas de lixiviação aponta uma
alternativa interessante para a remediação
da drenagem ácida de mina, uma vez que
é de baixo custo para as empresas de
mineração e ser uma alternativa
interessante para as grandes cidades que
não possuem áreas para deposição de
entulho de construção.
63
A acidez das soluções lixiviadas se
deu através da elevada quantidade de
sulfato presente nas amostras e também
pela grande quantidade de metais
lixiviados, principalmente Al, Fe e Mn,
para as soluções. Ressalta-se a eficiência
da camada de entulho sobre o material da
mina, que reduziu em mais de 90% a
acidez das soluções das colunas III e IV,
e que junto com a cal reduziu em 99% o
valor da acidez inicial das soluções da
coluna V.
É importante considerar outros metais
que não foram descritos neste trabalho
visto que eles podem causar problemas
ao ser humano e ao meio ambiente.
6. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
[1] ANJOS, J.A.S.A. Avaliação da Eficiência de uma Zona Alagadiça (Wetland) no
Controle da Poluição por Metais Pesados: o Caso da Plubum em Santo Amaro da
Purificação/BA. Tese (Doutorado), Universidade de São Paulo, São Paulo, 327p, 2003.
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cemented paste backfill: Application to mine Doyon, Quebec, Canada. Minerals
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of Acid Mine Drainage. In: Holland H.D., Turekian K.K. (Ed.). Treatise on Geochemistry.
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66

EVALUACIÓN DE LA CALIDAD DEL AGUA EN
LA MINA subterránea DE WOLFRAMIO de
PORTUGAL
AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DA AGUA NA
MINA subterrânea DE WOLFRAMIO de
PORTUGAL
ASSESSMENT OF WATER QUALITY DOU TO
WOLFRAM underground MINE of PORTUGAL
V. F. NAVARRO TORRES 1 y N.R. SINGH 2
1: Professor, Technical University of Lisbon, Av. Rovisco Pais 1049-011 Lisbon Portugal,
vntorres@ist.utl.pt
2: Honorary Professor, University of Nottingham University, UK,
raghu.singh@nottingham.ac.uk
ABSTRACT: Water has an important role in creating pollution problems in the mining
regimes influencing the surrounding surface environment. The purpose of this study is
to make an assessment of groundwater quality in an underground mine site in Portugal
with a view of determining the pollution potential of groundwater. In the corresponding
surface area of this underground mine, intersections of four faults form rock blocks
which delimit the surface subsidence influencing the flow pattern of the surface streams
and the ground water table resulting in inflow of ground water and rainwater into
mining excavations. When this water comes into contact with the virgin rock mass
containing pyrites in presence of atmospheric air, acid mine water is formed. This
acidic water reacts with the broken rock material dissolving metallic sulphides into
solution and also carrying suspended solids. These waters when discharged in the
“Boldehão” river produce diverse environmental impact levels, such as: for irrigation
PH low and Zn high levels risk cause; for human consumption PH, Cu, Fe and Mn high
level risk; and for fishes Ph, Cu and Zn cause high level.
69

1. INTRODUCCIÓN
The underground mining of the ore body
lowers the ground water table resulting in
inflow of ground water and rainwater
into mining excavations. When this water
comes into contact with the virgin rock
mass containing pyrites in presence of
atmospheric air, acid mine water is
formed (Navarro Torres, V. F. et al,
2005). This acidic water reacts with the
broken rock material dissolving metallic
suphides into solution and also carrying
suspended solids (Akcil, A. et al, 2006).
These waters when discharged in the
river and natural superficial waters
produce pollution causing significant
environmental impacts to the aquatic life
and the ecosystem (Singh, R.N., 1998,
Schoeman, J. et al, 2001). The mine
water quality assessment of the
Panasqueira mine comprises taking 25
water samples from the mine and
carrying out a chemical analysis of the
water samples in the laboratory. Six
water samples were taken from level 1,
six from level 2 and 10 from level 3. In
addition, three water samples were also
taken from the Bodelhão river on
upstream, mid stream and downstream
side of the mine. Parameters measured in
each water sample were pH value, total
suspended solid in g/l, copper, Zinc, Iron,
Manganese and arsenic (measured in
ppm). It was observed that metal
concentration in old workings above
level 1 is lower than that in the active
part of the mine in Level 2 and Level 3. It
can also be seen that the arsenic
concentration in level 3 is comparatively
high. The pH value of water at the
downstream side of the mine is below 4.5
(acidic) and does not meet with the
international standards for use of water
for irrigation and human consumption.
70
The characterization of mine water
environmental impact is very important
for prevention and remediation actions
(Johnson D.B. et al, 2005) for
environmental sustainability of mining.
1. GENERAL ASPECTS OF MINE
WATER IN PANASQUEIRA MINE
1.1 The site of investigation
The site of investigation is the
Panasqueira Wolfram Mine which is
located 300 km northeast of Lisbon at a
distance of 35 km from small town of
Fundao. This underground mine is one of
the largest tungsten producer in the
world. The mine has produced some
100,000 tonnes of Wolframite from some
29 million tonnes of ore since its
inception in 1947 (Figure. 1).
N
Porto
Lisbon
Panasqueira
Mine
Oliveira
do Hospital
Arganil
Pampilhosa
da Serra
E.N. 238
Castelo Branco
0 200 km 0 50 km
Figure 1. Location of Panasqueira mine
Covilhã
Fundão

1.2 Wolfram ore body and the
surrounding rock mass
The rock mass basically consists of shale
with different degrees of metamorphisms,
originating from an underlying granite
intrusion forming quartzitic veins where
the wolfram ore body is formed (Figure
2). The mineralized zones consisting of
quartzitic veins contains sub-horizontal
lines that overlap and fill the joints and
fracture in schist rocks, with average
thickness of 30 the 40 cm of Wolframite,
which is the main mineral for mining.
Beside this mineral, a great variety of
other minerals occur with the ore, such
as, cassiterite, chalcopyrite, hornblend,
topaz, apatite, fluorite, mica and
marcassite. The ore has an average
mineral content of 4.2 kg WO3/ton (31.04
kg/m 2 ), which is currently extracted
above level 2 and 3, with some
possibility to extend the mine workings
to level 4 in the future.
VERTIC
1150 AL
1050
950
750
650
550
450
E
Level 0
Level 1
Level 2
Level 3
Schist
Casal
Figure 2. Rock mass and wolfram ore in
Panaqueira mine (Navarro Torres,2001)
1.3 Hydrology of Panasqueira mine
area
Rebordôes
P6
Shiest
Schist Level 530
P4
P2
Granite
intrusion
P0 P(-5)
Actual
exploitation area
The surrounding area of the Panasqueira
mine had an average precipitation of
1600 mm/year for the hydrology year of
1998/99 as reported in the publication of
the National Institute of Water - INAG of
the Ministry of the Environment,
Portugal (INAG, http://www.inag.pt)
D23
W
71
As the highest pluvial precipitation level
at the mine site occurs in January, the
measurements of mine water quality were
made during January 2001 in order to
correspond to the largest make of the
water in the mine. The surface area
overlying the actual underground
operations is mountainous with the
altitude varying between 650 m to 950 m
above the mean sea level. There are six
well defined surface water streams which
discharge in to Bodelhão river as shown
in Figure 3.
In the corresponding surface area of the
underground mine, a subsidence zone
due to the underground openings is
formed as shown in Figure 3. There are
four faults striking from South to North
direction and hading 80º to 87º in East
direction.
These faults are designated as Vale das
Freiras fault, Lameiras fault, Y fault and
IW fault. These faults are intersected by
three other orthogonal faults striking East
to West direction and hading from 63º to
89º in North direction. These faults are
designated as 8E fault, D19 fault and
Vert fault. Intersections of these faults on
the surface form rock blocks which
delimit the surface subsidence
influencing the flow pattern of the
surface streams.

Scale:
7
Vale das
Freiras Fault
Vert Fault
SUBSIDÊNCE (cm)
Block Minimum Maximum
7 ‐ ‐24
8 ‐08 ‐57
9 ‐30 ‐85
8
Figure 3. Hydrogeology of Panasqueira
mine area (Navarro Torres, 2003)
Figure 3 illustrated the influence of
subsidence in altering the natural flow
pattern of the surface water creeks which
prevents water draining from the
underground galleries causing water
logging of underground mine workings.
2. MINE WATER
CHARACTERIZATION
4
Lameiras
Fault
D23
D25
D27
31000
D29
1
2.1. Quantitative measurements
D17
9
D19
D21
LEGEND
D15
5
The measurement of mine water inflow
in the underground openings were
systematically carried out and the results
indicate that in total 810.22 l/s water is
discharged from Salgueira gallery to the
surface streams. It may be noted that
45% of water is discharged from the
North of the Salgueira gallery from the
old discontinued mining areas from level
0, 39% of water corresponds to levels 1
and 2, 16% correspond of level 3, that
2
Y Fault
D13
P1
Q= 0
Q= 0
D11
Q= 0
•
CASAL
D31
6
3
IW Fault
P4
Falha D19
Q= 10 l/s
Raises
••
Gallery without water
Gallery with water
Faults
Creeks with water outflow
Creeks without water outflow
8E Fault
Q= 300 l/s
7
Q= 30 l/s
Q= 25 l/s
32000
54000
Õ
P(-5)
Bodellão
River
53000
Block enter faults
Exploitation area
72
pH
needs to be controlled by the pumping
system (Figure. 4).
Water source Q (l/s) %
L1
L2
L3
L0, others
TOTAL
146.60
168.13
125.53
369.96
810.22
Figure 4. Mine water distribution in
underground openings
2.2. Characterization of mine water
quality
18
21
16
45
100
The results of the laboratory analysis of
mine water samples in underground
openings are illustrated in figures 5, 6, 7
and 8.
7
6
5
4
3
2
1
0
Level 1 Level 2 Level 3 River
Level 1 , samples: 1,5,8,7,11,21
Level 2 , samples: 10,9,6,2,4,12
Level 3 , samples:
13,14,3,16,17,15,18,19,20,22
Sample 25: Bodelhão River amount to Fonte de
Masso mine water discharge
Sample 23: Bodelhão river amount to
Salgueira mine water discharge
Sample 24: Bodelhão river after Salgueira
discharge
1 5 8 7 11 21 10 9 6 2 4 12 13 14 3 16 17 15 18 19 20 22 23 24 25
Samples number
Figure 5. pH of groundwater in
underground openings and Bodelhão river
The pH values of mine water at these
sites vary between 3.0 and 6.5 and at the
discharge point in Salgeuira and Fonte de

Masso galleries pH value is 4, indicating
acidic mine water.Therefore the mine
water polluted bay metals solid particles
and metals (Cu, Zn, Fe, Mn and As) and
finally discharged in Bodelhão river.
Total particles concentration (g/l)
Metals concentration (ppm)
As concentration (ppm)
5.0
4.5
4.0
3.5
3.0
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
70
60
50
40
30
20
10
0
0.1
0.09
0.08
0.07
0.06
0.05
0.04
0.03
0.02
0.01
0
Level 1 Level 2 Level 3 River
Level 1 , samples:
1,5,8,7,11,21
Level 2 , samples:
10,9,6,2,4,12
Level 3 , samples:
13,14,3,16,17,15,18,19,20,2
2
Sample 25: Bodelhão River amount to Fonte de
Masso mine water discharge
Sample 23: Bodelhão river amount to
Salgueira mine water discharge
Sample 24: Bodelhão river after Salgueira
discharge
1 5 8 7 11 21 10 9 6 2 4 12 13 14 3 16 17 15 18 19 20 22 23 24 25
Samples number of groundwater and Bodelhão river
Figure 6. Particles size distribution in
groundwater and Bobelhão river
Cu Zn
Fe Mn
Level 1 Level 2 Level 3 River
1 5 8 7 11 21 10 9 6 2 4 12 13 14 3 16 17 15 18 19 20 22 23 24 25
Samples number in Groundwater and Bodelhão river
Figure 7. Metals concentration in
groundwater and Bodelhão river
Level 1 Level 2 Level 3
1 5 8 7 11 21 10 9 6 2 4 12 13 14 3 16 17 15 18 19 20 22 23 24 25
Samples number in groundwater and Bodelão river
River
Figure 8. As concentration in groundwater
and Bodelhão river
73
2.3. Measurement of mine water
quality and its influence on superficial
water
The water samples were taken from four
points, three from “Bodelhão” river and
one from mine water discharge point in
the Salgueira gallery. It may be noted
that the
other discharge point in the Panasqueira
mine is called “Fonte de Masso” gallery
as shown in Figure. 8. The results of
laboratory analyses are presented in
Table 1.
Mine water discharge
“Fonte de Masso”
gallery
1
“ Bodelhão”
river
2
4
Mine water
discharge
“Salgueira” 3
ll
Mine water
remediation plant
Figure 8. Measurements points of mine
water discharge and the “Bodelhão” river
Table 1. Results pollutants values of
laboratory analysis in 4 measurements
monitoring points
Pollutants (ppm)
Sit
e
pH Cu Zn Fe Mn As
1 5.2 0.0 0.52 0.1 0.0 0.0
7 4
3 9 0
2 5.1 0.1 1.04 0.0 0.8 0.0
6 5
3 7 0
3 3.9 2.0 12.60 4.0 8.6 0.0
9 1 5 9 0 3
4 4.1 3.1 15.80 2.9 8.2 0.0
8 1
1 0 3

3. ASSESSMENT OF MINE WATER
QUALITY
3.1 Water quality assessment criteria
The present study for water quality
assessment based in d European Laws
(DC nº 75/440/CEE de 16-06-1975,
79/923/CEE de 30-10-1979 and nº
80/778/CEE de 15-07-1980) and
Portuguese water law (Portuguese law
D.L nº 236/98). Based in this standards
norms the mine water quality assessment
criteria elaborated for pH and metal
concentrations and for irrigation, human
consumption and fish.
Table 2. Matrix for mine water quality
assessment
Assessment pH Metal concentration
Irrigation Human cons. Fish
Low ∇ 4.5 ≥pH >3.5 6.5 ≥pH >5.5 6 ≥pH >5 1.05CVLA ≥ Cr> CVLA
Moderate ⊗ 3.5 ≥ pH >2.5 5.5 ≥ pH >4.5 5 ≥ pH >4 1.10CVLA ≥ Cr> 1.05CVLA
High ♦ pH ≤ 2.5 pH ≤4.5 pH ≤4 Cr> 1.10 CVLA
Cr. Pollutant concentration, CVLA:
Concentration Level admissible
3.2 Mine water quality assessment
result
In Panasqueira mine the pH of the mine
water in the underground openings is less
than 7. Therefore, mine water can be
characterized as acidic water. Obvious
has not felt to the mine water quality
assessment in underground environment,
but is evident from the discharge point
exists the pollution risk in the superficial
water flows in called Bodelhão river,
therefore, the mine water quality
assessment based in the laboratorial
analysis results of water sample in four
measurement points (Figure.8).
Applying the matrix for mine water
quality assessment criteria (Table 2)
based in the discharge mine water quality
and surface water conditions the
74
environmental impact result as presented
in Table 3.
Table 3. Panasqueira mine water assessment
result (Navarro Torres, V.F., 2003)
Measurement
points
1
2
3
4
Water
Pollutants
pH
Cu
Zn
Fe
Mn
As
pH
Cu
Zn
Fe
Mn
As
PH
Cu
Zn
Fe
Mn
As
pH
Cu
Zn
Fe
Mn
As
Measure
Cr
(ppm)
5.27
0.04
0.52
0.13
0.09
0.00
5.16
0.15
1.04
0.03
0.87
0.00
3.99
2.01
12.60
4.09
8.60
0.026
4.18
3.11
15.80
2.91
8.20
0.026
Environmental impact level
For For human For
irrigation consumption fishes
CVLA Risk CVLA Risk Risk
(ppm) (ppm)
4.5 - 9.0 - 6.5 - ∇ ∇
5 - 8.5 - -
10 - 0.10 - -
- - - -
10
10
-
-
0.20
0.05
0.05
♦
-
4.5 - 9.0 - 6.5 - ⊗ ∇
5 - 8.5 ♦ -
10
-
-
-
0.10
-
-
-
-
10
10
-
-
0.20
0.05
0.05
♦
-
4.5 - 9.0 ∇ 6.5 - ♦ ♦
5 - 8.5 ♦ ♦
10
-
10
10
♦
-
-
-
0.10
-
0.20
0.05
0.05
-
♦
♦
-
♦
4.5 - 9.0 ∇ 6.5 - ♦ ⊗
5
10
-
10
10
-
♦
-
-
-
8.5
0.10
-
0.20
0.05
0.05
♦
-
♦
♦
-
♦
♦
The assessment results presented in Table
3, Figure 9 and Figure 10 shows to a
strong pH reduction and a violent
increment of the metal concentration in
the superficial water of the Bodelhão
river caused of the mine water discharge
by the Fonte de Masso and Salgeuira
galleries.
pH
7
6.5
6
5.5
5
4.5
4
3.5
VLA for human consumption
VLA for fishes
VLA for irrigation
1 2 3 4
Measure points
Figure 9 – pH assessment in discharged
mine water and influenced in superficial
water of the Bodelhão river

Metal concentration (ppm)
0.5
0
1
1.5 2
2.5 3
3.5 4
4.5 5
5.5 6
6.5 7
7.5 8
8.5 9
16
15.5
15
14.5
14
13.5
13
12.5
12
11.5
11
10.5
10
9.5
VMA VLA forpara irrigation: rega: Cu Cu
Cu
Zn
Fe
Mn
As
Figure 10 – Metal concentration assessment
in discharged mine water and influenced in
superficial water of the Bodelhão river
The pH reduction and metal
concentration increase represent high
environmental risk for human and fishes
and low for irrigation.
4. CONCLUSIONS
When the surface and groundwater as
result of underground mining operations
comes into contact with the virgin rock
mass in presence of atmospheric air, acid
mine water and heavy metals are formed,
and when discharged in the river and
natural superficial waters produces
important environmental impact.
5. REFERENCES
VMA VLApara for irrigation: rega: Zn, Zn,Mn,As Mn, As
VMA VLA para for human Homem: Cu 0.1, Fe 0.2, Mn e As 0.05
1 2 3
Measurement points
4
75
In the case study of Portuguese wolfram
Panasqueira mine, the subsidence
resultant of the underground mining and
system faults influenced, cause the total
alteration of superficial water quality and
quantity through the filtration of
underground mining openings.
In this mine, the balance of mine water
distribution in underground openings
result 18% in Level 1, 21% in level 2,
16% in level 3 and 45% in level 0 and
others. The results of laboratory analysis
of systematic mine water samples in
underground mining openings indicate
that the mine water is very acid in all
areas and the metal concentration is very
high in bigger intensity mining activities
areas.
The discharge of mine water in Bodelhão
river cause, for irrigation for Zn high
level environmental risk and for PH low
level; for human consumption cause high
level risk for PH, Cu, Fe and Mn; and for
fishes cause high level risk for Ph, Cu
and Zn.
AKCIL, A. and KOLDAS, S., 2006. Acid Mine Drainage (AMD): causes, treatment and
case studies. Journal of Cleaner Production 14, 1139-1145
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7227-210-0
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Environment, Indonesia.
76

NEUTRALIZAÇÃO NATURAL POR
CARBONATOS EM MINAS SUBTERRÂNEAS
COM FORMAÇÃO DE DRENAGEM ÁCIDA
NEUTRALIZACIÓN NATURAL CON
CARBONATO EN LAS MINAS
SUBTERRÁNEAS CON LA FORMACIÓN
DE DRENAJE ÁCIDA
LUCIANO SANTOS TOMAZI PENA
lstp@yahoo.com.br
ADILSON CURI,
JOSÉ MARGARIDA DA SILVA
Programa de Pós-Graduação em Engenharia Mineral – Escola de Minas – Universidade
Federal de Ouro Preto
RESUMO
Alguns trabalhos apresentam o potencial de drenagem ácida em minas subterrâneas
em depósitos de ouro e de carvão. Este trabalho apresenta um estudo de caso para
uma mina subterrânea de ouro, no Brasil, com formação de drenagem ácida. Como
o corpo mineralizado está inserido em rochas clásticas carbonáticas, este efeito é
minimizado, naturalmente, pela reação entre os ácidos formadores das águas ácidas
e os carbonatos das rochas encaixantes. Nestas condições, verifica-se, nos locais da
mina, um pH da solução aquosa entre 7,0 e 8,0, proporcionando uma neutralização
natural e uma situação favorável para a empresa mineradora que não necessitará
permanecer no local para tratamento da Drenagem Ácida de Mina após o
fechamento da mina. É preciso deixar claro que o pH do efluente aquoso, objeto de
estudo deste trabalho, é somente um dos fatores a observar ao término das
atividades e fechamento da mina.
Palavras-chave: mineração subterrânea, drenagem ácida de mina, calcários.
Resumen
Algunos estudios muestran que el potencial de drenaje ácido de minas
subterráneas en los yacimientos de oro y carbón. Este trabajo presenta un estudio
77

de caso para una mina de oro subterránea en Brasil, con la formación de drenaje
ácido. A medida que el cuerpo mineralizado se inserta en las rocas
carbonatadas clásticos, este efecto se minimiza, por supuesto, por la reacción
entre el agua formando ácidos grasos y los carbonatos en las rocas de acogida. En
consecuencia, es en la mina local, una solución acuosa de pH entre 7.0 y 8.0,
proporcionando un aspecto natural y neutralizar una situación favorable para la
empresa minera que no necesita permanecer en su lugar para el tratamiento de
drenaje ácido mina después de cierre de la mina. Debe quedar claro que el pH de la
solución acuosa objeto de efluentes, de este trabajo es sólo un factor a mirar el final
de las actividades y el cierre.
Palabras clave: minería subterránea, el drenaje ácido de mina, la piedra caliza
INTRODUÇÃO
Alguns trabalhos apresentam o potencial
de drenagem ácida em minas
subterrâneas em depósitos de ouro e de
carvão.
Drenagem Ácida de Mina (DAM) é
caracterizada como água ácida (pH
inferior a 5,0), constituída por sulfetos de
ferro e outros metais que se formam em
condições naturais quando os sulfetos são
expostos à atmosfera ou ambientes
oxidantes. DAM pode ser formada em
minas sulfetadas a céu aberto ou
subterrâneas. Drenagem alcalina de mina
é água que tem pH maior que 6,0, mas
pode também ter metais dissolvidos que
podem formar ácido por oxidação ou
hidrólise. A qualidade da drenagem,
ácida ou básica (alcalina), proveniente de
minas a céu aberto, subterrâneas, com ou
sem preenchimento posterior (“backfill”)
depende da natureza das rochas. Será
ácida se constituída por sulfetos ou
78
básica se constituída por metais alcalinos
ou carbonatos. Em geral, espera-se que
rochas
ricas em sulfetos e pobres em carbonatos
formem drenagem ácida. Ao contrário,
rochas pobres em sulfetos e ricas em
carbonatos, espera-se formar drenagem
básica.
A Drenagem Ácida de Mina é formada
devido à decomposição de sulfetos em
ambientes oxidantes, na presença de
oxigênio (O2) e água (H2O). Estes
ambientes ocorrem predominantemente
em minas de minerais sulfetados, tais
como: pirita e marcassita (FeS2),
calcopirita (CuFeS2), covelita (CuS),
arsenopirita (FeAsS) e outros. A tabela 1
mostra alguns dos minerais sulfetados
importantes. Os formadores mais
importantes de ácido são pirita,
arsenopirita e marcassita. A pirita
comumente ocorre associada com outros
sulfetos metálicos causando drenagem
ácida.

Tabela 1. Alguns sulfetos importantes para obtenção de metais.
Fórmula Mineral Fórmula Mineral
FeS2 Pirita MoS2 Molibdenita
FeS2 Marcassita NiS Millerita
Fe7S8 Pirrotita PbS Galena
Cu2S Calcocita ZnS Esfarelita
CuS Covelita FeAsS Arsenopirita
CuFeS2 Calcopirita
A Drenagem ácida de mina (DAM) é um
dos fatores mais importantes na ocasião
do fechamento definitivo de uma mina.
Implica monitoramento, correções e
atitudes necessárias para que se tenha
uma situação mais próxima possível do
inicial ou que não traga conseqüências
inadequadas ao reuso da área.
Os sulfetos são minerais muito
importantes no cenário da mineração
mundial. Vários
metais importantes estão diretamente
associados a estes minerais na forma de
sulfetos: Cu, Pb, Zn, Ag, Hg e outros e
de forma indireta, como o ouro,
principalmente à arsenopirita. Estes
minerais em exposição à água e oxigênio
reagem entre si formando ácido sulfúrico
(H2SO4), entre outros provocando, assim,
drenagem ácida.
OBJETIVOS
Este trabalho tem como objetivo
demonstrar, que em ambientes
carbonáticos (carbonatados) o ácido
sulfúrico formado pela decomposição da
pirita, pirrotita e outros minerais
sulfetados, em ambientes aquosos e
oxidantes, reagem naturalmente com
carbonato de cálcio ou sódio,
79
neutralizando o ácido formado e evitando
a drenagem ácida da mina (DAM).
GEOLOGIA LOCAL
O objeto de estudo deste trabalho são
minas localizadas no Quadrilátero
Ferrífero que englobam rochas do
chamado “Greenstone Belt” Rio das
Velhas, classificado como Supergrupo
Rio das Velhas.
Trata-se de uma seqüência litológica que,
da base para o topo, é caracterizada por
uma unidade máfica-ultramáfica inferior
(Grupo Quebra Ossos), uma unidade
química-pelítica intermediária (Grupo
Nova Lima) e uma unidade sedimentar
clástica superior (Grupo Maquiné).
O Grupo Quebra Ossos é constituído
predominantemente por talco-xistos. O
Grupo Nova Lima caracteriza-se pela
ocorrência de clorita-xisto, mica-xisto e
Formações Ferríferas Bandadas (BIF’s).
Na área da São Bento Mineração, as
camadas são constituídas de BIF´s fácies
sulfeto, carbonato, silicato e óxido. Os
contatos entre estas litologias são
gradacionais quando não afetados pelo
forte tectonismo evidente em toda a
mina. O Grupo Maquiné é constituído
por rochas sedimentares clásticas
grosseiras gradando para xisto no topo

(SANTOS, 1997). A figura 1 mostra a
coluna estratigráfica
CARACTERIZAÇÃO DO MINÉRIO
As rochas da São Bento Mineração,
onde ocorre a mineralização aurífera, são
pertencentes ao Grupo Nova Lima.
Tratam-se de Formações Ferríferas
Bandadas (BIF´s), separadas em fácies,
levando-se em consideração apenas as
associações mineralógicas. As camadas
são constituídas por fácies sulfeto,
carbonato, silicato e óxido, sendo
mineralizadas apenas as formações
ferríferas fácies sulfeto. Os sulfetos que
ocorrem estão usualmente orientados,
formando bandas paralelas a
subparalelas. Os sulfetos mais freqüentes
são a arsenopirita (FeAsS) e a pirrotita
(FeS), sendo que estão presentes em
percentagens menores que a pirita (FeS2),
calcopirita (CuFeS2), esfarelita (ZnS) e
galena (PbS). Com base em relações
texturais existentes entre os sulfetos,
80
Marchetto (1996, citado por Santos,
1997) sugere que a pirita foi o primeiro
sulfeto a se cristalizar, seguido pela
arsenopirita. A pirrotita cristaliza-se
posteriormente pelo acréscimo de
temperatura proporcionado pelo
metamorfismo e substitui tanto a pirita
quanto a arsenopirita. A calcopirita, a
esfarelita e a galena cristalizam-se em um
estágio posterior. O ouro ocorre
associado, na maioria das vezes, à
arsenopirita e à pirrotita (SANTOS,
1997). Os óxidos mais freqüentes são a
magnetita, a ilmenita e o rutilo.
CARACTERIZAÇÃO DO ESTÉRIL
Tabela 2 - Metais associados diretamente a sulfetos.
As rochas encaixantes, que compõem o
estéril, são clorita e mica-xistos
(SANTOS, 1997). A tabela 2 apresenta
metais associados a sulfetos.
Minerais Composição Produtos de oxidação Minerais formados em pH neutro
Pirita FeS 2 Fe +3 , SO 4 -2 , H + Hidróxido férrico e sulfato, gesso
Marcassita FeS 2 Fe +3 , SO 4 -2 , H + Hidróxido férrico e sulfato, gesso
Pirrotita Fe 7S 8 Fe +3 , SO 4 -2 , H + Hidróxido férrico e sulfato, gesso
Calcopirita CuFeS 2 Cu +2 , Fe +3 , SO 4 -2 , H + Hidróxido férrico e sulfato, Hidróxido
cúprico e carbonato, gesso
Arsenopirita FeAsS Fe +3 , AsO 4 -3 Hidróxido férrico e sulfato, arssenato
férrico e cálcio, gesso
Esfarelita ZnS Zn +2 , SO 4 -2 , H + Hidróxido de zinco e carbonato, gesso
Galena PbS Pb +2 , SO 4 -2 , H + Hidróxido de chumbo, carbonatos e
sulfatos, gesso
Fonte: Draft Acid Rock Drainage Tecnical Guide (SENGUPTA, 1993, citado por CURI, 2005)

Figura 1 – Coluna Estratigráfica Informal de 1999 mostrando a Formação Ferrífera São Bento
(MARTINS PEREIRA, 1995).
81

QUÍMICA DE FORMAÇÃO
Formação de ácido
No caso da equação química pela
decomposição da pirita teríamos como
processo final a formação de ácido
sulfúrico:
FeS 2 + 7/2 O 2 + 3 H 2O Fe (OH) 2 + 2
H 2SO 4 (1)
4 FeS 2 + 15 O 2 + 2 H 2O 2 Fe 2(SO 4) 3 + 2
H 2SO 4 (2)
Uma vez que os produtos da oxidação
estão na solução, a etapa que determina a
reação ácida é a oxidação do íon ferroso
(Fe2+) ao íon férrico (Fe3+). Os produtos
82
solúveis da oxidação da pirita são
removidos pela água, conseqüentemente,
na ausência de materiais alcalinos, as
reações de produção de ácidos podem
prosseguir por períodos de tempo
indefinidos (Fungaro, 2006).
O hidróxido de ferro precipita resultando
uma coloração castanho avermelhada nas
paredes e piso dos drenos ou onde haja
gotejamento.
A formação de águas ácidas ocorre de
acordo com o gráfico pH x Tempo,
mostrado na figura 3, segundo
FERGUSON & ERICKSON, 1987,
citado por CURI, 2005.
Figura 3 – Relação do Ph com o tempo na formação de águas ácidas (FERGUSON &
ERICKSON, 1987, citado por CURI, 2005).

QUÍMICA DE NEUTRALIZAÇÃO
Para minas, onde o minério tem como
rocha hospedeira rochas carbonáticas,
como é o caso da São Bento Mineração,
o ácido sulfúrico que forma drenagem
ácida, é neutralizado pelo carbonato de
cálcio (CaCO3).
Demonstra-se a seguir em caráter
simplificado, a reação de neutralização
do ácido sulfúrico por carbonato de
cálcio:
83
H2SO4 + CaCO3 CaSO4 + H2O + CO2
(3)
De acordo com a reação acima, podemos
esperar que o ácido seja imediatamente
neutralizado após a sua formação por
rochas carbonáticas, não chegando à
drenagem ácida no final do processo.
A tabela 3, oriunda de amostragens de
água do interior da mina, demonstra o
resultado da reação de neutralização. O
pH da solução tem valores acima de 7,0,
entre 7,36 e 7,93. Os padrões australianos
recomendam que o pH deve estar
limitado à faixa de 6,50 a 9,00 para
ecossistemas aquáticos e entre 6,5 e 8,50
para águas potáveis (Curi, 2005).
Tabela 3 – Resultado de amostragens de água do interior da mina São Bento.
Ponto Ph Local
1 7,93 Caixa d´água de captação da mina
2 7,37 Boca da mina N11 de acesso ao shaft
3 7,67 Boca da mina do oxidado
4 7,63 Coordenada local 1840 mina do oxidado
5 7,64 Ventiladores galeria de acesso ao shaft N11
6 7,36 Canela do poço vertical (shaft)
Fonte: PENA, 2007
PROPOSTA DE ADAPTAÇÃO AO
GRÁFICO DE FERGUSON E
ERICKSON, 1987
De acordo com os resultados anteriores, é
possível sugerir uma modificação no
gráfico de formação de águas ácidas
(Ferguson & Erickson, 1987), conforme
figura 4. Em casos de minas que se
encontram em situações semelhantes, ou
seja, a rocha hospedeira seja cabonática,
o pH da solução estaria acima de 7,00,
podendo chegar a 7,93. Como forma de
simplificação, uma vez que não foram
analisadas as vazões do caudal em cada
ponto de coleta, pode-se propor o valor
de pH 7,50 por representar valor
intermediário entre os valores máximo e
mínimo apresentados.

Figura 4 - Gráfico de formação de águas ácidas (FERGUSON & ERICSON, 1987)
Seguindo orientação do gráfico de
formação de água ácida, o pH inicial da
água é de 7,0, aumentando sua
concentração à medida do tempo que
permanece em contato com a
decomposição dos sulfetos. Em caso de
não haver presença de rochas clásticas, o
valor do pH final, de acordo com o
gráfico original de Ferguson e Erickson,
estaria em torno de 3,0, valor muito
abaixo do permitido pelos padrões legais
brasileiros e australianos (Curi, 2005).
Como forma de atestar a geração de
ácido sulfúrico, podemos notar a geração
de hidróxido de ferro, em vários pontos
da mina onde existe a percolação de
água.
CONCLUSÕES
Analisando o quadro de análise química
demonstrado, verifica-se que o pH da
solução aquosa oriunda da mina está
próximo de neutro. Os valores
encontrados entre 7,36 e 7,93 estão numa
84
situação de neutralidade que corresponde
às legislações nacional e internacional
vigentes. Por serem os valores
apresentados isentos de ponderação, ou
seja, não levando em consideração a
intensidade do fluxo de água, o valor
adotado de 7,50 para o pH médio pode
ser pertinente, uma vez que sugere um
valor de ordem de grandeza entre os
limites apresentados.
Podemos sugerir que minerações
constituídas em formações geológicas
onde estejam presentes rochas
carbonáticas, clásticas, o ácido sulfúrico
formado pela decomposição de pirita,
arsenopirita ou outros compostos de
enxofre, são neutralizados naturalmente
não havendo, assim, a drenagem ácida da
mina (DAM).
Sob o ponto de vista da acidez da água,
onde existe um ambiente de rochas
clásticas, como o caso estudado, a
reabilitação da área é facilitada, uma vez
que, sendo a água emanada da minas de

pH neutro ou próximo, não é necessário o
tratamento da água, considerando a sua
constituição ácida.
SUGESTÕES
Considerando a importância da legislação
ambiental e necessidade atual de
conservação e utilização racional de
recursos hídricos disponíveis, sugere-se,
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
85
que a partir da hipótese apresentada
(minas de mineral-minério sulfetado em
rochas clásticas) e resultados obtidos da
água (pH na ordem de 7,5), outros
estudos sejam feitos na mesma situação e
também adversas contribuindo, assim,
com o gráfico de neutralização natural
por rochas clásticas apresentado.
1. Fungaro, D.; Isidoro, J. Química Nova, v.29, n.4, São Paulo, July/Aug. 2006.
Disponível em http://www.scielo.br/scielo.php?pid=S0100-
40422006000400019&script=sci_arttext, acessado em 05/06/2007.
2. Fungaro, D. Disponível em
http://www.tratamentodeagua.com.br/a1/informativos/acervo.php?chave=370&cp=est,
acessado em 05/06/2007.
3. Curi, A., Planejamento de Mina e Meio Ambiente – Departamento de Engenharia de
Minas, Escola de Minas, Universidade Federal de Ouro Preto – 2005.
4. Martins Pereira, S. L., Geologia Local. Relatório Interno. São Bento Mineração, 1995.
5. Pena, L. S. T., Relatório de Análise de Água de Mina – São Bento Mineração,
junho/2007.
6. Santos, G. J. I. Levantamento Estrutural da Mina da São Bento Mineração, Santa
Bárbara, MG, 1997.
7. Sengupta, M., Environmental Impacts of Mining, Colorado School of Mines, 1993.

CARACTERIZACION Y MENEJO DEL AGUA SUBTERRANEA EN EL
DISTRITO MINERO SAN GERARDO
Vilma Pazmiño Quiña
Ingeniera de minas, MsC en Ingeniería Ambiental, Consultora Ambiental Minera, Gerente Técnica de
GESAMBCONSULT, catedrática en la Universidad Central del Ecuador, Facultad de Ingeniería en
Minas, Petróleos y Ambiente.
RESUMEN:
El distrito minero San Gerardo ubicado en el cantón Ponce Enriques, provincia del
Azuay, esta conformado por 9 concesiones mineras que trabajan bajo la modalidad
de asociaciones, contabilizándose hasta el momento 38 sociedades distribuidas
dentro de las concesiones mineras, adicional a estas sociedades existe una sociedad
de mujeres mineras.
Se contempla que aproximadamente en este distrito trabajan directa e
indirectamente 5000 personas, los trabajos mineros en esta zona no cuentan con
suficiente asesoramiento técnico ni capacitación, se trabaja bajo la modalidad de
pequeña minería y minería artesanal.
La forma de trabajo conlleva a un manejo inadecuado de los recursos y factores
ambientales, entre ellos el agua subterránea, la misma que no tiene tratamiento, es
utilizada para algunas actividades y es descargada directamente al ambiente,
afectando directamente a las subcuencas de los ríos Chico y Tenguel, las mismas
que con esta contaminación acumulan afectaciones en su calidad de agua y afectan
87

a las comunidades y actividades productivas que se desarrollan a lo largo de estas
subcuencas.
La afectación antes mencionada ha provocado un impacto social que actualmente
se encuentra en nivel de conflicto en contra de la actividad minera subterránea a
nivel país.
A este conflicto social y ambiental se suma la falta de un aprovechamiento de los
recursos naturales en forma planificada y no existe tampoco un ordenamiento
territorial.
La subida exorbitante de los precios de los metales, en especial el oro conduce a
una explotación acelerada del recurso mineral considerando el menor costo posible,
esto hace que los mineros no contemplen la caracterización del agua subterránea y
menos aun el manejo ambiental de estas aguas.
El presente trabajo plantea una compilación de información ya generada de las
características y calidad del agua subterránea en el sitio de estudio, las respectivas
recomendaciones y usos del agua, conjuntamente con un programa de
concientización y capacitación a los mineros, tomando en cuenta la legislación
ambiental ecuatoriana, el manejo del conflicto y la explotación técnica del recurso
mineral.
El manejo de las aguas subterráneas en Distrito Minero de San Gerardo, requiere de
tecnologías ambientales sencillas y prácticas que aportan al desarrollo local y
minero del país.
88

INTRODUCCION
El Distrito Minero San Gerardo se
encuentra emplazado sobre las micro
cuencas de los ríos Chico y Tenguel, las
labores que se desarrollan a lo largo de la
cordillera mayoritariamente son
actividades de minería subterránea para
extracción de minerales metálicos
especialmente oro, estas actividades son
desarrolladas en forma artesanal, lo que
ha venido generando problemas con la
contaminación de las aguas superficiales
por el aporte de las aguas subterráneas
que emanan de las galerías activas y
abandonados a lo largo del distrito.
Con este antecedente surge la necesidad
de caracterizar las aguas subterráneas del
distrito y en base a sus resultados se
proponen lineamientos generales de
manejo de estas aguas.
FUENTE: FUNGEOMINE 2007
Objetivo
El objetivo de este trabajo es identificar
el grado de afectación que sufren las
aguas superficiales de las micro cuencas
de los ríos Tenguel y Gala a través del río
89
Chico como consecuencia del aporte de
aguas subterráneas desde as galerías de
explotación minera en el distrito San
Gerardo, con los resultados del
diagnostico, proponer lineamientos de
control de la contaminación con estas
aguas.
Metodología
Se procedió con un diagnostico rápido de
las características de las aguas
subterráneas que salen de las galerías y la
caracterización de las aguas superficiales,
para esto se realizo una campaña de
campo en las que se tomaron muestras de
agua y se practicaron análisis físico
químico de estas muestras, con los
resultados se definen los lineamientos de
manejo de las aguas subterráneas del
distrito.
Resultados
Actualmente existen en el distrito 9
concesiones mineras, las mismas que se
encuentran en la fase de explotación de
oro, mediante la excavación de galerías.

N° ÁREA MINERA
1 LAS PARALELAS
2 PINGLIO 1
3 QUEBRADA FRIA
4 PAPERCORP
5 BARRANCO COLORADO
6 AREA SINCOCA
7 AREA PATO
8 AREA ROLANDO
9 AREA BELLA GALA
Al interior de estas concesiones existen
aproximadamente alrededor de 40
galerías activas, y aproximadamente 20
galerías p
La mineralización en el distrito minero es
de tipo vetiforme, por lo que las labores
generalmente se realizan siguiendo las
vetas.
Las operaciones de cada una de las
sociedades las realizan por niveles. Las
diferencias de nivel entre las labores
subterráneas, tipo socavón, es de 30 m,
cada sociedad se localiza en una cota
superior con esta diferencia de nivel, que
es equivalente a la altura del bloque de
extracción mineral.
Las labores subterráneas de acceso son
las galerías tipo socavón. El socavón
posee un contacto directo con la
superficie y puede desarrollarse en
mineral o cruzar roca estéril para cortar la
veta, los socavones abiertos en los
diferentes niveles, cumplen la función de
acceso y transporte del mineral y son
labores mineras principales, con duración
igual al de la vida útil de la mina. Los
socavones además tienen la función de
exploración y explotación, siguiendo el
rumbo de la veta aurífera, tipo rosario.
El socavón es una galería de tipo
TRAPEZOIDAL con una altura y ancho
90
que está en relación al equipo minero
empleado. El socavón es un nivel de
función múltiple: transporte, desagüe,
ventilación de las labores futuras de
extracción mineral.
Para la apertura y avance del socavón
principal, los operadores mineros de las
diferentes sociedades emplean el método
de perforación y voladura. Los
compresores abastecen de aire
comprimido para la perforación que se
realiza con martillos accionados por aire
comprimido, con pié neumático de
avance horizontal, con barrenos de 1,20m
de longitud de avance; los compresores
también proporcionan el aire para la
ventilación de las labores mineras.
Todo el mineral aurífero extraído durante
la apertura de los socavones será
aprovechado y beneficiado en las plantas
de beneficio que están implementadas en
la zona; las rocas de caja son desalojadas
hacia las escombreras existentes en
superficie.
La evacuación del mineral y del estéril
hacia la superficie es por el sistema de
rieles con vagones, los mismos que son
vaciados lateralmente hacia la tolva de
recepción del mineral o a las escombreras
cuando se trata de estéril.
Las chimeneas terminan cuando se llegue
a la altura de 30 m. para formar bloques
de extracción mineral de 30 m x 30 m.
En el nivel superior, fin de las chimeneas,
se llega al límite establecido para cada
sociedad según la cota que le
corresponde por el contrato de operación.
La apertura de las chimeneas es con
perforación y voladura, la voladura se
inicia con el estéril y luego de la limpieza
del estéril se realiza la extracción del

mineral aurífero, con la finalidad de
minimizar pérdidas de mineral y
dilución.
Una vez abierta la chimenea, en ella se
construye el sistema de escaleras para
acceder entre los niveles y a su vez para
acceder al bloque de extracción mineral,
igualmente en la chimenea se instala la
tubería de aire comprimido, agua para la
perforación, instalaciones para proveer de
energía eléctrica para la iluminación y
también para las máquinas que se van a
utilizar en la extracción del mineral del
bloque de explotación y los dispositivos
para formar el circuito de ventilación.
Una vez que se abrieron las dos primeras
chimeneas, a una de ellas se la
transforma en buzón para que
proporcione el servicio de
almacenamiento del mineral extraído y a
su vez alimente de carga mineral al
sistema de transporte.
Un buzón debe prestar servicio a dos
bloques de extracción mineral adjuntos,
esto permite ahorrar la construcción del
buzón en cada una de las chimeneas, se
lo realiza de manera alterna: Chimenea –
buzón – chimenea – buzón y así
sucesivamente.
El buzón, está conformado por un
sistema de tolva en el frente que se
conecta con el frontón de transporte y
acarreo, generalmente el sistema de tolva
se construye con madera. Desde el buzón
se alimenta de mineral a los vagones para
ser transportado hasta la superficie.
El resto de chimenea, es decir entre el
frontón de transporte y el frontón de
ventilación, se convierte en un sitio de
91
almacenamiento del mineral extraído de
los bloques adyacentes al buzón.
Los sistemas de desague son por
gravedad, el agua que brota desde el
interior de las galerías poseen altos
contenidos de metales pesados, esto se
determino realizando un diagnostico de
las aguas subterráneas.

El principal problema que genera la
descarga del agua subterránea en las
aguas superficiales son la presencia de
cadmio, hierro y arsénico, también se
observan valores altos en sulfuros, esto
nos puede generar drenaje ácido de roca.
A pesar de que en las mediciones el pH
de las aguas subterráneas y superficiales
se mantiene en los límites permisibles, no
se descarta la posibilidad de la
generación de drenaje ácido de roca, por
la presencia de sulfuros en las rocas del
lugar.
Como se mencionó antes las principales
fuentes de agua que resultan afectadas
por las actividades mineras en San
92
Gerardo son La subcuentas de los ríos
Gala y Tenguel, las que se caracterizan a
continuación:
SUBCUENCA DEL RÍO GALA
El rio Gala tiene sus orígenes en la
Cordillera Occidental, con curso en
dirección Este - Oeste, la variación de su
flujo cambia entre las diferentes
estaciones del año, siendo su caudal
promedio 24 m3/s y sus aguas son
relativamente limpias.
Se une a su tributario, el río Chico, desde
el sudeste, y su confluencia está ubicada
al oeste de la carretera Panamericana,
tiene un caudal aproximado a la décima
parte del río Gala. Este tributario recibe

en su parte inicial una considerable
contaminación proveniente de las
actividades mineras en el sitio de San
Antonio de Las Paralelas y San Gerardo.
Entre los metales descargados al río, el
principal contaminante es mercurio (Hg.)
proveniente de los procesos de
amalgamación de los molineros y las
estaciones de tromeles amalgamadores.
Recibe en su parte superior una
considerable contaminación por las
actividades mineras en el sitio San
Gerardo, entre los metales descargados al
río, el principal contaminante es
mercurio.
SUBCUENCA DEL RÍO TENGUEL
El río Tenguel corre paralelo al río Gala,
desagua en las laderas del norte de la
montaña Bella Rica. El flujo del caudal
promedio en la parte central de este río es
relativamente constante,
aproximadamente de 0,5 m3/s durante la
época seca, mientras que en la temporada
abundante el promedio del caudal es de 7
m3/s.
MAPA DE CUENCAS
93
El río Tenguel se ve afectado por la
contaminación de metales provenientes
de las actividades mineras. En cuanto a la
presencia de sólidos en suspensión se
deben básicamente a la erosión natural.
El caudal de agua existente en las
quebradas de la concesión son afluentes
del río Chico, estos afluentes contienen
descargas de desechos mineros
especialmente el río Pinglio que contiene
un alto grado de contaminación
proveniente de la actividad minera que se
realiza en las áreas mineras aledañas
como: RENACER M3 - GUENA II,
PINGLIO 1, LAS PARALELAS,
QUEBRADA FRÍA, PAPERCOP,
BELLA GALA, ROLANDO entre otras.
La problemática se incrementa por
cuanto el agua de estos drenajes es
utilizado para riego agrícola y bebederos
en las actividades ganaderas de la región.

PROPUSTA DE TRATAMIENTO
La situación actual con el agua que sale
de mina se caracteriza por no recibir un
tratamiento muy general en algunos casos
y en otro ningún tratamiento, el agua sale
a la superficie por gravedad a través de
las galerías de explotación o es
bombeada desde niveles inferiores.
94
El tratamiento que los mineros dan a las
aguas de interior mina es un pequeño
sedimentador a la salida de la mina, el
aguas es captada por tubería desde
pequeños depósitos al interior de las
minas y por gravedad es evacuada al
exterior donde se han construido
pequeños tanques de sedimentación, no
reciben otro tratamiento.
Por las características que estas aguas
presentan se debe proceder con algunos
pasos que contribuyan a la recolección de
estas aguas, posterior tratamiento y
finalmente su reuso, recirculación o
descarga final en fuentes de agua
superficiales.
Al abrir una galería se generan aguas de
escorrentía subterránea desde el techo y
desde zonas de falla y también el agua de
perforación, estas aguas deben ser
recolectadas y conducidas a través de un
canal hacia la superficie donde existe un
sistema de tratamiento del agua
subterránea para ser conducida a los
drenajes de superficie.
Por las condiciones de las galerías, las
aguas subterráneas se evacúan de manera
natural mediante filtración hacia niveles
inferiores, o en algunas ocasiones con
bombeo.

En el canal de desagüe va por el piso
hacia un costado de la galería, por donde
no transite el personal, debe poseer la
capacidad suficiente para recolectar todas
las aguas y la gradiente del canal debe
estar orientada hacia la superficie para
obtener un desagüe natural por gravedad.
Además de la gradiente del canal, la
galería, en el piso se le da un peralte para
dirigir las aguas hacia el canal, de no
existir el peralte se realizarán labores de
conducción del agua por el piso hacia el
canal recolector.
Es muy importante la construcción del
canal de desagüe porque mantiene el piso
seco y evita posibilidades de accidente;
además el agua recolectada se evacúa por
un solo sitio hacia la superficie y se tiene
la seguridad de proporcionarle el manejo
respectivo con sistemas de sedimentación
y aditivos, de ser el caso, para enviar una
agua que cumpla con las normas hacia
los drenajes de superficie. Las salidas del
agua subterránea serán los futuros puntos
de monitoreo de la calidad del agua.
Influente
Poza 1
COMPOST
CALIZA
95
El desino de las aguas subterráneas puede
ser hacia los tanques que ya los mineros
han implementado estos tanques deben
ser revisados para confirmar su capacidad
y rendimiento, luego de este tanque se
puede proponer la construcción de
canales enrocados tipo filtro con caliza
que neutraliza el drenaje ácido, puede ser
también conducido hacia un filtro de roca
caliza y una vez que se monitoree y se
confirme que mantiene los límites
permitidos en la legislación para riego y
recreación estas agua pueden ser
descargadas a la superficie.
Otra propuesta es la conducción de estas
aguas hacia piscinas de tratamiento
químico en el que a mas de clarificar
mediante el uso de floculantes se
dosifiquen aditivos que permitan la
reducción de metales pesados.
Finalmente se podría proponer el sistema
de tratamiento propuesto en la mina
Huanuni en Perú que consiste en: i
Bomba
de agua
Poza 2 Osmosis inversa
MÉTODO PASIVO MÉTODO ACTIVO
Membrana
semipermeable
Efluente
Figura 1. Perfil esquemático de tratado de aguas de minas de Huanuni Alantañita Kariva

Primero a la poza 1 de sedimentación, si
bien esta primera etapa no está
contemplada en el trabajo de laboratorio,
es para disminuir los sólidos totales
disueltos antes de ingresar a la siguiente
poza de tratamiento.
Posteriormente el efluente ingresan a la
poza 2, que consiste en un sistema
reductor y productor de alcalinidad (el
sistema reductor consiste en una capa de
sustrato espeso, compost, que tiene la
finalidad de reducir el sulfato a sulfuros y
poder precipitar una vez combinado con
los metales pesados que son insolubles,
esto sucede principalmente en la capa
inferior del compost donde ausencia de
oxígeno y cuando existe abundante
materia orgánica y sulfato, a su vez el
bicarbonato (HCO3 - ) reacciona a su vez
con cationes metálicos y forma
carbonatos metálicos que también
precipitan, también sucede una serie de
procesos de oxidación principalmente en
la parte superior de la poza, formando
óxidos e hidróxidos, el hierro ferroso que
está en disolución, forma óxido férrico e
hidróxidos, insoluble que precipitan con
lo que disminuye cationes del agua; por
otra parte, el sistema productor de
alcalinidad consiste en neutralizar el pH
ácido de la agua de mina, mediante una
capa de áridos alcalinos, calcita.).
Finalmente ingresan al sistema de
ósmosis inversa (membrana
semipermeable orgánico, producto de
ganado ovino), para disminuir los sólidos
totales disueltos con el fin de rebajar la
salinidad del efluente.
Para poder definir e implementar estos
sistemas de tratamiento, o buscar un
sistema especifico para este caso, se
requiere del apoyo directo del estado,
quien esta en la obligación de asesorar a
96
los pequeños mineros y mineros
artesanales conformes se especifica en la
Nueva Ley de Minas de enero de 2009, y,
como complemento a este apoyo estatal
se debe buscar alternativas de
financiamiento tanto para los estudio
como para la implementación del sistema
de tratamiento de agua subterránea
adecuado.
El tratamiento de aguas a nivel de
pequeña minería y minería artesanal no
solo en Ecuador sino en los países de sud
América, debe ir muy de la mano con un
programa de capacitación y
asesoramiento técnico a mediano plazo,
para poder garantizar la sustentabilidad
de este tipo de proyectos.
Una propuesta final a la implementación
de los sistemas de tratamiento de aguas
de interior mina es la recirculación y
rehúso de las aguas tratadas en los
procesos mineros que se estén llevando a
cabo en las minas o en plantas de
tratamiento cercanas.
Conjuntamente con el tratamiento se
propone un programa de monitoreo
permanente de ser posible en forma
mensual con la intervención del estado
como ente regulador y con el apoyo de
las universidades como ejecutoras y
veedoras de los monitoreos de agua, estos
monitoreos deben ser fundamentados en
la legislación vigente y específicamente
tomando en consideración los parámetros
de calidad de agua según sus usos
especificados en el Libro VI del Texto
Unificado de Legislación Secundaria en
el Ecuador.

CONCLUSIONES
El distrito minero San Gerardo mantienen
importantes reservas de minerales
metálicos y en especial oro, las
estructuras mineralizadas se encuentra en
forma vetiforme, lo que permite un
sistema de explotación subterráneo.
Las aguas que salen del interior de las
galerías más de 40 en el sector en su
mayoría son descargadas a los drenajes
superficiales cercanos los mismos que
descargan en las subcuentas de los ríos
Gala y Tenguel.
El problema principal consiste en la
contaminación de las fuentes de aguas
superficiales que están siendo usada e
riego y .recreación, estas aguas deben ser
conducidas a plantas de tratamiento antes
de sus descargas.
Se plantea para dar solución urgente a
este problema la intervención directa del
estado desde la elaboración de estudios
hasta la implementación y seguimiento
de estos sistemas de tratamiento, así
como, un programa de capacitación y
asistencia técnica a los mineros, también
se plantea conjuntamente con el estado la
búsqueda de recursos económicos que
permitan la implementación de sistemas
de tratamiento de aguas subterráneas en
el Distrito Minero San Gerardo.
97

ANÁLISIS DE ALTERNATIVAS DE
SANEAMIENTO DE SITIOS AFECTADOS POR
DRENAJES ÁCIDOS OCASIONADOS POR
ACTIVIDADES MINERAS EN MÉXICO
ANÁLISE DAS ALTERNATIVAS EM
SANEAMENTO DOS SITES AFETADOS PELA
DRENAGEM ÁCIDA CAUSADA POR
ATIVIDADES DE MINERAÇÃO NO MÉXICO
WALTER RAMÍREZ-MEDA 1 , JOSÉ DE JESÚS BERNAL-CASILLAS 1 ,
JUAN VILLALVAZO-NARANJO 1
(1) Departamento de Ingeniería de Proyectos, Universidad de Guadalajara, profesoresinvestigadores,
wramirez@dip.udg.mx
RESUMEN: En nuestro país, un gran número de minas y plantas de beneficio de
metales están situados cerca de cauces naturales de arroyos y ríos, por lo que en
forma esporádica o permanente el agua es contaminada con materiales tóxicos. Las
minas y las plantas de beneficio, no cuentan con sistemas de tratamiento que
garantice la minimización de los daños causados a los ecosistemas. Las acciones
que se realizan son sólo como parte de planes de contingencia y se enfocan a la
restauración mediante obras de emergencia para contener mediante movimientos de
tierras la acometida de los contaminantes por acción de las lluvias principalmente.
Analizando esta situación se ha planteado la necesidad de implantar acciones
permanentes que prevengan el impacto esporádico y permanente a los ecosistemas.
La normatividad ambiental mexicana se ha visto rebasada para controlar a
favor del medio ambiente las descargas legales y clandestinas derivadas de las
diferentes etapas mineras: exploración, explotación y beneficio de mineral. Vacíos
legales desde el registro y conformación de las empresas mineras, autorizaciones de
explotaciones condicionadas y la falta de vigilancia gubernamental ha derivado en
explotaciones ilegales que impactan negativamente los sitios cercanos a las
operaciones mineras afectando la flora y fauna, creando un gran malestar en la
población y el rechazo generalizado hacia nuevas oportunidades mineras en las
regiones.
99

Son poco conocidas las alternativas existentes de control y al no contarse
con experiencia en estas áreas las evaluaciones de la contaminación es evaluada
posterior a la operación de las mismas, algunas de ellas hasta la etapa de abandono,
donde en ocasiones ya dejó de existir la empresa o el responsable de la explotación.
Las diferentes características físicas, químicas y estructurales de los suelos
así como la topografía e hidrología, vegetación, climatología y localización de los
sitios generan posibilidades de control particular para cada sitio. En el área de la
ingeniería ambiental se han desarrollado diferentes metodologías de evaluación,
prevención y saneamiento de zonas impactadas por el desarrollo de las actividades
mineras. En este trabajo analizamos las diferentes alternativas de saneamiento
como son: la electrocinética, el lavado de suelos, la solidificación/estabilización y
la fitorremediación.
Este trabajo muestra un conjunto de alternativas viables para un sitio de
explotación dadas sus propias características y analiza los casos reportados de
diferentes sitios para resumir las experiencias para evitar volver a cometer errores
en futuras explotaciones mineras y favorezcan explotaciones mineras sustentables.
PALABRAS CLAVE: minería, metales pesados, saneamiento, fitorremediación.
PALAVRAS CHAVE: mineração, saneamento, metais pesados, fitorremediación.
1. INTRODUCCIÓN
La minería en México tiene una larga
historia, si se considera que aún antes de
la época prehispánica ya se realizaban
actividades mineras y metalúrgicas en lo
que hoy es Taxco, Guerrero, en las
Sierras de Querétaro, Oaxaca y Chiapas,
así como en la Cuenca del Río Balsas.
Durante el Siglo XVI, cobró auge esta
actividad constituyéndose en polo de
desarrollo y dando lugar a la creación de
ciudades como Chihuahua, Durango,
Guanajuato, Saltillo, San Luis Potosí y
Zacatecas. Al mismo tiempo, las formas
de producción empleadas en la minería
fueron causa de graves tensiones
sociales, mismas que contribuyeron a
desencadenar la Revolución de 1910 y al
100
establecimiento en la Constitución de
1917 del precepto sobre el dominio
original de la nación sobre los recursos
del subsuelo, en el que se basa la
normatividad sobre el aprovechamiento
de los minerales y metales.
En la actualidad, la actividad minera
sigue constituyendo aún una fuente
importante de divisas, a pesar de la caída
internacional de los precios de los
metales, conserva una participación
ascendente en la economía nacional, una
notable contribución a la producción
mundial, y es una fuente destacada de
empleos para cerca de un millón de
trabajadores. Entre las entidades que
tienen un mayor volumen de producción,
se encuentran Baja California Sur,

Coahuila, Colima, Michoacán y
Zacatecas; la producción de alrededor de
10 minerales metálicos y no metálicos
representa cerca del 90 por ciento del
valor de la producción nacional; a la vez,
unos 18 minerales ocupan una posición
relevante entre los que se producen en
mayor volumen a nivel mundial.
La minería genera 64% de contaminantes
tóxicos en México, según el informe “En
balance 2005” donde participaron
autoridades del sector ambiental de
Estados Unidos, Canadá y México.
México genera 6% de las emisiones de
contaminantes de las industrias en
América del Norte, aunque la Secretaría
de Medio Ambiente y Recursos Naturales
(Semarnat) reconoce que hay un
subregistro de por lo menos 40%. Y de
acuerdo a las cifras que sí están
reportadas en el Registro de Emisiones y
Transferencia de Contaminantes (RETC),
64% de las emisiones tóxicas en este país
son del sector minero, seguido de las
centrales eléctricas y la maquila de
equipo electrónico.
Los datos están incluidos en el informe
“En balance 2005”, el cual fue editado en
junio de 2009 y presentado durante la
reunión pública del proyecto RETC,
convocada por la Comisión para la
Cooperación Ambiental, en la que
participaron autoridades del sector
ambiental de Estados Unidos, Canadá y
México.
El hecho de que no exista un registro
completo de las emisiones tóxicas en
México se debe a distintos factores: que
muchas industrias omiten dar
información, que apenas hay un avance
de 1% en lo que le toca a los estados
(sólo la Ciudad de México y Nuevo León
101
cumplen con dar información), que hay
falta de capacitación en el sector
empresarial y que el presupuesto es
escaso –cuando arrancó este requisito, en
Estados Unidos se destinaron 50 millones
de dólares, y en México 500 mil pesos.
Este año la Semarnat ejerció siete
millones de pesos y el próximo se reduce
a tres–.
De acuerdo con el informe de 2005, 745
plantas de seis sectores industriales
contribuyeron con alrededor de 96% de
los más de 65 millones de kilogramos de
emisiones registradas en México.
El 99% de éstos fue apenas de 10
sustancias, la mayoría relacionados a la
minería, como el plomo, el arsénico, el
níquel y el cromo. La presencia del ácido
sulfhídrico en el aire también es un
elemento que encabeza lista y es
generado principalmente por centrales
eléctricas. Lo que menos se reporta son
emisiones al suelo e inyección
subterránea.
Del total de plantas que reportan sus
emisiones, tan sólo dos plantas de
minería metálica (Compañía Fresnillo, en
Chihuahua, con 36 millones de kilos de
plomo y zinc; y Compañía Minería
Nuevo Monte, en Hidalgo, que genera
seis millones de kilos de arsénico) y dos
centrales eléctricas (Comisión Federal de
Electricidad Los Azufres y la Central
Termoeléctrica Humeros, con emisiones
de cinco millones de ácido sulfhídrico)
generaron 92% de emisiones
contaminantes.
En total, los tres países generaron cinco
mil 500 millones de kilogramos de
contaminantes, de los cuales 80%
correspondió a Estados Unidos y 12% a
Canadá. En el primer país, las principales

emisiones son por industria química,
metálica básica y minería (no incluyen a
las industrias petroleras porque no están
obligadas); en el segundo, son extracción
de petróleo y gas, metálica básica y
tratamiento de aguas residuales
Con el propósito de fortalecer a este
sector, atraer la inversión nacional e
internacional, proporcionar mayor
certidumbre jurídica a los inversionistas,
facilitar los trámites de autorización,
promover la localización de nuevos
yacimientos y el aprovechamiento de
zonas ociosas, se integró el Programa
Nacional de Modernización de la Minería
1990-1994, publicó la nueva Ley Minera
y su Reglamento (Diario Oficial de la
Federación 26/06/92 y 29/03/93,
respectivamente), así como el Manual de
Servicios al Público en Materia Minera.
En apoyo a estas iniciativas, también se
creó un banco integral de datos para tener
un mejor conocimiento de los recursos
del subsuelo y se promovió la
elaboración del inventario nacional de
recursos minerales.
Aunado a lo anterior, y con objeto de
crear las condiciones para el
aprovechamiento sustentable de los
minerales y metales, en la pasada
administración se celebró el Convenio de
Concertación en Materia Ecológica para
la Industria Minera Nacional, entre la
Secretarías de: Desarrollo Social
(Sedesol), de Energía y Minas (Semip) y
la Cámara Minera de México. En dicho
Convenio, se definió el tipo de
instrumentos requeridos para lograr la
protección del ambiente en las distintas
fases que comprende la producción
minera, los cuales incluyen el desarrollo
de los Instructivos de Presentación de
Manifestaciones de Impacto Ambiental
relativos a actividades de minería
102
subterránea y a cielo abierto, así como la
participación del sector minero en los
estudios de ordenamiento ecológico
relacionados con las regiones mineras y
la elaboración de normas relativas al
control de las emisiones a la atmósfera,
de las descargas al agua y al manejo de
los residuos mineros, en particular en lo
que respecta a su depósito en presas de
jales o relaves.
En el marco de las actividades
internacionales que se llevan a cabo para
promover el desarrollo sustentable, se ha
reconocido el papel fundamental de la
minería en la economía de numerosos
países tanto desarrollado como en
desarrollo. A la vez, se le identifica como
una industria colosal desde la perspectiva
de la cantidad de materiales que este
sector remueve de la tierra, los cuales
superan con mucho los que son
removidos por la erosión natural que
provocan los ríos. A lo anterior, se suma
el hecho de que las actividades de
extracción y fundición de minerales
consumen cerca de un décimo de la
cantidad total de energía que se consume
en el mundo, a lo cual se agrega el hecho
de que la cantidad de desechos mineros
rebasa en exceso al total acumulado
producido por otras fuentes industriales.
La escala de la actividad minera es lo que
plantea consecuencias ambientales tanto
locales como globales de grandes
dimensiones, y constituye un desafío en
cuanto a convertirla en una actividad
sustentable.
Se reconoce también, el cambio rápido
que está manifestando la industria
minera, orientado a mejorar, hacer más
limpios y seguros sus procesos, ante las
presiones sociales y gubernamentales
para que prevenga los impactos adversos
sobre el ambiente que provocan sus

actividades. Sin embargo, aún queda
mucho por hacer, en particular en el caso
de las pequeñas operaciones mineras en
países en desarrollo cuyo desempeño
ambiental es precario. Uno de los
desencadenantes de la presión pública
hacia la industria minera, ha sido la
ocurrencia de desastres como
consecuencia del derrame de grandes
cantidades de residuos, jales o relaves
mineros como consecuencia de la ruptura
o desplazamiento de las presas o
depósitos en los que se encontraban
contenidos, acompañados de muerte,
destrucción de propiedades y severa
contaminación ambiental.
Para discutir las cuestiones ambientales y
sociales relacionadas con las actividades
mineras, identificar y promover la
adopción de buenas prácticas de
producción y manejo seguro de minerales
y metales, se han abierto diversos foros
en los cuales destaca la participación de
distintos órganos de las Naciones Unidas,
como la Oficina de Industria y Ambiente
del Programa de las Naciones Unidas
para el Medio Ambiente (PNUMA) y la
Conferencia de las Naciones Unidas
sobre Comercio y Desarrollo (UNCTAD
por sus siglas en inglés), así como de
organismos privados como el Consejo
Internacional sobre Metales y Ambiente
(ICME).
2. LA CONTAMINACIÓN POR LA
EXPLOTACIÓN MINERA EN
MÉXICO
A fin de facilitar la comprensión de los
procesos que intervienen para lograr el
manejo ambiental de los residuos
mineros y su disposición segura, se
resumen a continuación algunos aspectos
básicos.
103
Los residuos mineros a los que se hace
referencia en este texto, son los
conocidos como colas (tailings), relaves
o jales; los cuales son generados durante
los procesos de recuperación de metales a
partir de minerales metalíferos tras de
moler las rocas originales que los
contienen y mezclar las partículas que se
forman con agua y pequeñas cantidades
de reactivos químicos que facilitan la
liberación de los metales. A manera de
ilustración, un mineral típico puede
contener alrededor de 6 por ciento de
zinc y 3 por ciento de plomo, que al ser
concentrados generan alrededor de 850
kilogramos de residuos sólidos y una
cantidad equivalente de agua conteniendo
cerca de un kilogramo de sustancias
químicas residuales, por cada tonelada de
mineral procesado. Al producto
concentrado se le llama cabeza y al
residuo se le denomina cola.
La mayoría de los relaves o jales se
encuentran en forma de lodos o de una
mezcla líquida de materiales finos que en
cierta manera se comporta como un
suelo, por lo que aplican para su
caracterización los principios de la
mecánica de suelos; a condición de que
se reconozcan los procesos de
consolidación que tienen lugar y la forma
en que fluyen los lodos. Entre las
diferencias que tienen estos residuos con
respecto de los suelos comunes, se
encuentran el hecho de que su densidad y
cuerpo son inicialmente bajos y crecen
con el tiempo.
Frecuentemente, para conservar y reusar
el agua de proceso, así como para
concentrar los lodos, se suele someterlos
a un proceso de deshidratación hasta que
alcancen una consistencia tal que facilite
su transporte hacia las instalaciones de
depósito, lo que ocurre cuando el

contenido de sólidos es de 40 a 50 por
ciento y el de agua de 150 a 100 por
ciento, respectivamente; lo cual
constituye un lodo con propiedades de
fluido. Los lodos son transportados a las
presas o depósitos mediante ductos, ya
sea por gravedad o con ayuda de
bombeo, y a través de descargas sub
aéreas o por métodos de descarga por
inyección subacuosa, bajo el agua
superficial. También, puede ocurrir que
se remueva agua adicionalmente, para
crear una descarga engrosada o densa. La
forma en que se depositan los relaves en
las presas influye de manera importante
en su comportamiento y en la
constitución de capas con diferente
grosor de partículas y humedad.
A medida que las partículas de los
relaves se empacan bajo el efecto de la
gravedad, se provoca el fenómeno de
consolidación, el cual aporta tres
beneficios: aumento de sólidos que
pueden ser almacenados en un volumen
dado; aumento del cuerpo del suelo por
eliminación de agua; y disminución de la
cantidad de filtraciones hacia el subsuelo.
Cuando el proceso se completa, es común
encontrar contenidos de 20 por ciento de
agua unida a las partículas, aún en
medios muy áridos con elevada
evaporación. La permeabilidad de los
relaves depositados en una presa es
utilizada como un indicador de
consolidación y potencial de filtraciones.
Como resultado del depósito segregado
de partículas por influencia de la
gravedad, la permeabilidad es mayor
cerca del punto de depósito y disminuye
progresivamente.
Un grave peligro, como consecuencia de
fuerzas dinámicas como las que ocurren
durante un terremoto, es la posibilidad de
licuefacción de los relaves por la
104
vulnerabilidad que les ocasiona el que se
trate de depósitos débiles de partículas en
un estado libre y saturado. En tales
condiciones, y de ocurrir una fuga, los
relaves pueden fluir a distancias
considerables, a gran velocidad, y con
consecuencias desastrosas. Dichas
consecuencias se agravan cuando los
metales en los relaves se encuentran en
forma de sulfuros y existe un gran
potencial de generación de ácidos en
presencia de oxígeno y agua. También,
requieren particular atención los relaves
que contienen otros elementos
potencialmente tóxicos como el arsénico,
los que presentan altas concentraciones
del cianuro empleado en el beneficio de
metales o los que pueden provocar la
contaminación por sales utilizadas en los
procesos salinos.
2.1. Depósitos o presas de relaves
mineros
Diversas características de los depósitos
o presas de relaves mineros los hacen
diferentes de las presas de agua para
generación de electricidad y requieren ser
tenidos en consideración para
incrementar su seguridad y prevenir el
riesgo de ruptura o liberación de los
residuos contenidos en ellos.
En primer lugar, destaca el hecho de que
el diseño de tales presas o depósitos no
puede concluirse antes del inicio de las
operaciones que generarán los relaves; de
hecho, el tamaño y capacidad de estos
depósitos suele expandirse a medida que
se lleva a cabo la producción minera, lo
cual demanda un proceso continuo de
construcción y la atención permanente a
las cuestiones de seguridad asociadas a
ello.
La pared externa de los depósitos suele
construirse a partir de suelos naturales, de

los materiales que se generan durante las
actividades de extracción, e incluso con
relaves de depósitos preexistentes o los
mismos que se están generando en las
operaciones en curso. En estos últimos
casos, se separan los materiales gruesos o
arenosos de los fangosos, para emplear
los primeros en la construcción de las
paredes y verter los segundos dentro del
depósito. En cualquier caso, como lo que
se busca es almacenar sólidos y no el
retener el agua, la pared en la medida de
lo posible deberá ser permeable. La
geometría de las presas varía
dependiendo de la topografía del lugar,
empleándose por lo general presas
circulares en terrenos planos.
Como medidas preventivas de su
contaminación, se recomienda desviar los
cursos de agua más cercanos a las presas
y establecer sistemas para captar el agua
que caiga dentro del área de
confinamiento, así como mecanismos
para retener a los materiales de las
paredes externas que puedan estarse
erosionando. La cantidad de agua dentro
de las presas de relaves debe mantenerse
bajo control, eliminando periódicamente
los excesos de manera a no provocar
contaminación (lo cual puede llegar a
implicar su tratamiento previo para
remover sustancias tóxicas), así como
previniendo que exista déficit de agua.
En algunos casos, puede llegarse a
requerir dotar a la presa de un
recubrimiento inferior con una capa
plástica que prevenga las filtraciones.
Al diseñar las presas o depósitos se
recomienda considerar su estabilidad y
seguridad en todo momento de su vida,
incluyendo la etapa de cierre o clausura.
Ello implica considerar todo tipo de
eventos como que se llene hasta el tope el
depósito, la posible erosión de las
105
paredes, los derrumbes o erosión
asociados con los ductos que transportan
los jales al depósito; todo lo cual hace
necesario el empleo de métodos de
evaluación y manejo de riesgos.
Por lo antes expuesto, es importante
considerar la posible flexibilidad en el
diseño de las presas, con base en criterios
y requisitos de aseguramiento de la
calidad que incluyan, entre otros, los
siguientes:
• Consistencia y distribución de los
tamaños de partículas de los relaves a
ser depositados.
• Precipitación pluvial y evaporación.
• Bordes libres del depósito para
prevenir desbordes.
• Cantidad de relaves a ser depositados
y el volumen de agua a ser decantada.
Además de lo expuesto, se recomienda
prever y realizar la vigilancia de la
construcción de la presa para verificar la
conformidad con el diseño, así como
llevar a cabo la revisión periódica de las
características de diseño a medida que
avanza la obra, efectuar la inspección y
auditoría regular de la presa, con
perforación de los depósitos y tomas de
muestras para caracterizar el estado de
los relaves; se considera además
pertinente al efectuar estas actividades
incluir cuando sea conveniente la
supervisión por autoridades o expertos
independientes y, en su caso, la adopción
de medidas correctivas. En cuanto a la
previsión, preparación y ejecución de las
obras para el cierre de los depósitos o
presas de jales, se plantea la necesidad de
considerar las medidas pertinentes para
prevenir impactos adversos al ambiente.
En las condiciones normales de
operación de los depósitos o presas de
jales mineros, y como consecuencia de

tormentas y derrames, puede ocurrir la
contaminación de los cuerpos de
abastecimiento de agua, con el posible
deterioro de la calidad de la misma, sobre
todo si los relaves tienen un pH o un
contenido de metales que pueden volver
el agua temporal o permanentemente no
apta para el consumo. Por lo general, la
afectación de los cuerpos de agua
superficiales suele ser sólo local, pero en
algunos casos puede alcanzar distancias
alejadas varios kilómetros del lugar en el
que ocurre la contaminación. La
afectación depende del tipo y
características de los jales mineros
vertidos, de la frecuencia e importancia
de las descargas, así como de los
regímenes hidrológicos de las aguas
receptoras. También, puede producirse la
contaminación de los mantos freáticos
como consecuencia de las filtraciones en
las presas, lo cual requiere ser vigilado
mediante monitoreo. Todo ello, implica
la necesidad de contar con programas de
manejo y protección del agua en las
operaciones mineras.
Por la preocupación social y las
consecuencias asociadas con algunos
derrames de relaves conteniendo cianuro
al agua, se han establecido regulaciones
estrictas en esta materia, tanto para evitar
filtraciones hacia los mantos freáticos
como derrames por ruptura de presas.
Para ello, se han previsto diversas
soluciones técnicas que incluyen, entre
otros, la destrucción del cianuro antes de
verter los relaves en las presas o procesos
de reciclado.
En los últimos años han ocurrido
accidentes en presas de jales, como los
resumidos en el cuadro siguiente, que han
alertado a la comunidad mundial y deben
ser considerados como lecciones de las
106
cuales derivar medidas para incrementar
la seguridad en este tipo de instalaciones.
Como respuesta a los problemas
identificados en el manejo de los jales
mineros, se han desarrollado códigos de
buenas prácticas que cubren cada una de
las diferentes fases del ciclo de vida de
los depósitos o presas de jales: a)
conceptualización, planeación y
selección de sitios, b) investigación y
caracterización de residuos, c) diseño,
construcción y operación, d) cierre y
cuidado ulterior; y que parten del
planteamiento de objetivos tales como:
• Seguridad para la vida, los recursos
naturales y la propiedad.
• Responsabilidad ambiental.
• Efectividad y eficiencia.
Los cuales se sustentan en los siguientes
principios:
• Manejo ambiental adecuado a lo largo
de todo el ciclo de vida.
• Minimización de los impactos y riesgos.
• Enfoque de cautela basado en la
promoción de la prevención.
• Internalización de costos ambientales.
• Control de la cuna a la tumba.
A la vez, es creciente el número de
empresas que se adhieren a sistemas de
manejo ambiental basados en criterios de
calidad como los estipulados en las
normas ISO de las series 9000 y 14000.
En estos sistemas, se consideran como
requerimientos claves el compromiso de
los más altos niveles de la empresa, la
definición y publicación de sus políticas,
el establecimiento de objetivos
ambientales, la asignación de
responsabilidades, la elaboración de
planes y programas detallados, así como
la verificación y evaluación de su
aplicación.

Ocupan un lugar preponderante en tales
sistemas, el manejo y protección del
agua, la prevención de descargas ácidas,
la integridad estructural de las
instalaciones, el control de fugas, el
cumplimiento de los estándares de
Fecha
1994
1994
1995
1995
1995
1995
1996
1998
Lugar
Harmony, Sud
África
Riltec, Australia
Middle Arm,
Australia
Omai, Guyana
Placer,
FilipinasGolden
Cross, Nueva
Zelanda
Marcopper,
Filipinas
Los Frailes,
España
107
emisiones y descargas, la reducción de la
generación de residuos, la protección de
los recursos naturales y la prevención de
accidentes.
Tabla 1. Algunos accidentes en presas de jales mineros
Características
Brecha en la
pared de la
presa
Fuga de agua
contaminada
Erosión de la
pared de la
presa
Descarga de
jales
Falla de la base
de la presa
Movimiento de
la presa
Pérdida de jales
de un depósito
Brecha en la
presa y vertido
de 5 millones de
m 3 de agua
ácida y 1.5
millones de m 3
de jales
Decesos
17000
12000
Daños al
ambiente
Locales
Contaminación
de cuerpos de
agua Mínimos
Contaminación
temporal de los
ríos
Contaminación
costera Ninguno
Contaminación
de cuerpos de
agua
Desaparición de
especies en ríos
contaminados
Daño a
propiedades
Extenso daño
a residencias
Mínimos
Mínimos
Limitados a
la presa
Pérdida de
equipo de la
mina
Ninguno
Ninguno
2 000 ha de
suelo
agrícola
destruido a lo
largo de 40
km de cauce
fluvial

Además de todo lo expuesto, la
inversión en investigaciones, incluyendo
las relativas a caracterizar los impactos
ambientales de los jales mineros, así
como las concernientes a nuevas
tecnologías para la extracción de metales
más respetuosas del ambiente (como
podría llegar a ser el uso de bacterias
oxidantes), es cada vez más importante.
Diversos esquemas de
regulación directa y de promoción de la
autorregulación, como los que se citan a
continuación, son aplicables y de hecho
son aplicados por empresas mineras en
México.
Como todas las empresas que
tienen emisiones al aire, descargas al
agua y generan residuos peligrosos, las
empresas del sector minero requieren
obtener licencias de funcionamiento,
permisos de descargas y autorizaciones
de manejo de residuos peligrosos, así
como informar de manera regular acerca
del cumplimiento de las disposiciones
normativas en la materia. A la vez, estas
empresas pueden recurrir a la obtención
de una Licencia Ambiental Única (LAU),
lo que reduce a un sólo trámite la
obtención de todas las autorizaciones
antes mencionadas. Asimismo, en lugar
de reportes o manifiestos semestrales,
pueden llenar una Cédula de Operación
Anual (COA) y llevar de esta manera un
control multimedia de la liberación al
ambiente de sustancias tóxicas.
La normatividad en la materia
requiere consolidarse con la publicación
y entrada en vigor de los diversos
proyectos de Normas Oficiales
Mexicanas (NOM) en las cuales se ha
venido trabajando, tales como las que:
108
• Indican los criterios para la selección de
sitios para ubicar las presas de jales.
• Establecen los requisitos para el diseño
y construcción de presas de jales.
• Señalan las especificaciones para la
operación y cierre de las presas de jales.
• Plantean el relleno hidráulico con jales
de las minas.
• Hacen referencia al beneficio de
minerales por lixiviación.
La autorregulación, por su parte,
es promovida a través de las auditorías
voluntarias, la adhesión a los programas
voluntarios de Protección Ambiental y
Competitividad Industrial o de Gestión
Ambiental de la Industria en México,
actividades todas ellas en las que se
alienta la certificación de conformidad
con la normatividad ISO 14000.
3. TECNOLOGÍAS DISPONIBLES
IN-SITU PARA LA REMEDIACIÓN
DE SUELOS CONTAMINADOS CON
METALES
Se presenta un estudio comparativo de
cuatro tecnologías in-situ. Los factores
más importantes considerados en este
análisis son: el estado de desarrollo de la
tecnología, el rango de metales tratados,
el mayor factor limitante y las
consideraciones específicas del sitio. El
estado se refiere a la etapa de desarrollo
de la tecnología. El rango de metales
tratados especifica si la tecnología puede
abordar un rango amplio de metales o se
enfoca en un rango limitado de metales.
El mayor factor limitante se refiere a las
consideraciones del proceso las cuales

pueden limitar la amplitud de uso de la
tecnología. Las consideraciones
específicas del sitio se refieren a aquellas
características del sitio que pueden influir
en la efectividad de la tecnología.
3.1 Tecnología de fitorremediación in
situ
La fitorremediación es el uso de plantas
para eliminar, contener o convertir a no
dañinos los contaminantes ambientales.
Esta definición aplica a todos los
procesos físicos, químicos y biológicos
que están influenciados por las plantas y
que ayudan en la limpieza de sustancias
contaminantes.
Las plantas pueden usarse en el
sitio de remediación, para mineralizar e
inmovilizar los compuestos orgánicos
tóxicos en la zona de la raíz y para
acumular y concentrar metales y otros
compuestos inorgánicos del suelo en los
retoños sobre la tierra. Sin embargo la
fitorremediación es un concepto
relativamente nuevo en la comunidad de
administración de desechos, las técnicas,
habilidades y teorías desarrolladas a
través de la aplicación de tecnologías
agroeconómicas bien establecidas se
pueden transferir fácilmente. El
desarrollo de plantas para la restauración
de sitios contaminados con metales
requerirá los esfuerzos de investigación
multidisciplinario de agrónomos,
toxicólogos, bioquímicos, microbiólogos,
especialistas en administración de plagas,
ingenieros y otros especialistas.
Los metales considerados
esenciales, para al menos, algunas formas
de vida incluyen al vanadio (V), cromo
(Cr), manganeso (Mn), hierro (Fe),
cobalto (Co), níquel (Ni), cobre (Cu),
zinc (Zn) y molibdeno (Mo). Porque
109
muchos metales son tóxicos en
concentraciones por encima de los
niveles mínimos, un organismo debe
regular las concentraciones celulares de
tales metales. Consecuentemente, los
organismos han evolucionado sistemas
de transporte para regular la asimilación
y distribución de metales. Las plantas
tienen capacidades metabólicas y de
absorción sorprendente, también como
sistemas de transporte que pueden
asimilar iones selectivamente del suelo.
Las plantas han evolucionado en una
gran variedad de adaptaciones genéticas
para manejar los niveles potencialmente
tóxicos de metales y otros contaminantes
que se encuentran en la naturaleza. En las
planta, la asimilación de metales ocurre
principalmente a través del sistema de
raíces, en las cuales se encuentran la
mayoría de los mecanismos para prevenir
la toxicidad de los metales. El sistema de
raíces provee una enorme área superficial
que absorbe y acumula el agua y los
nutrientes esenciales para el crecimiento.
En muchas formas, las plantas vivientes
pueden compararse con las bombas de
energía solar que pueden extraer y
concentrar ciertos elementos del
ambiente.
Figura 1. Detalle de absorción de
contaminantes en la raíz de la planta.
Las raíces de las plantas causan
cambios en la interface suelo-raíz
mientras eliminan compuestos
inorgánicos y orgánicos (exudados de la
raíz) en el área del suelo inmediatamente

alrededor de las raíces (la rizosfera). Los
exudados de las raíces afectan el número
y actividad de los microorganismos, la
agregación y estabilidad de las partículas
del suelo alrededor de la raíz, y la
disponibilidad de los elementos. Los
exudados de la raíz pueden incrementar
(movilizar) o disminuir (inmovilizar)
directa o indirectamente la disponibilidad
de los elementos en la rizosfera. La
movilización e inmovilización de los
elementos en la rizosfera pueden ser
causadas por: 1) cambios en el pH del
suelo, 2) eliminación de sustancias que
forman complejos, como las moléculas
quelantes de metales, 3) cambios en el
potencial óxido-reducción y, 4) la
actividad microbiana.
Análisis de caso de tecnología
aplicable: sistema de tratamiento pasivo
para drenajes de minas
Se analizan las diferentes
alternativas tecnológicas que existen para
el saneamiento de un sitio de explotación
minera con difícil acceso y poca
disponibilidad de energía eléctrica
ubicando las principales ventajas y
desventajas así como las características
específicas de la tecnología de
saneamiento seleccionada para al caso
particular de El Cuale, el cual se
seleccionó para diseñar el modelo de
saneamiento del suelo.
4. EVALUACIÓN DE
ALTERNATIVAS PARA UN CASO
PARTICULAR
A partir de las ventajas y desventajas de
cada tecnología podemos seleccionar que
la más adecuada para nuestro sistema es
la de fitorremediación. Esto debido
110
principalmente a las condiciones del
sitio, a los pocos recursos económicos
disponibles y a la dificultad para
transportar materiales y la energía
eléctrica a la zona.
Cabe mencionar la importancia
de un buen conocimiento del sitio, a fin
de dimensionar el sistema de
saneamiento, ya que se tiene un sistema
semibiológico por lo que si no se tiene
precisión en el dimensionamiento y
proyección de la obra se corren riesgos
de hacer inoperante el sistema debido a la
capacidad biológica del mismo. Como se
menciona en la literatura, este sistema de
saneamiento es prácticamente nuevo por
lo que las bases de diseño deben estar
respaldadas en información reciente de
publicaciones de estudios e
investigaciones reportadas en este campo,
como ejemplo, las presentadas en este
trabajo del caso del distrito minero de El
Cuale.
4.1. Diseño de humedales para
operaciones de minería
El bajo costo de inmovilización de
contaminantes por grandes periodos de
tiempo es la meta del huso de humedales
para tratar los drenajes de minas.
Klusman y Machemer listan los procesos
que suceden en un humedal.
a. Intercambio de metales en un substrato
rico en materia orgánica el cual es
usualmente musgo de pantano en los
humedales naturales.
b. Reducción de sulfatos con
precipitación de fierro y otros sulfuros.
c. Precipitación de hidróxido férrico y de
manganeso.

d. Adsorción de metales por hidróxidos
férricos.
e. Adherencia de metales a plantas vivas.
f. Filtración de materia suspendida y
coloidal del agua.
g. Neutralización y precipitación a través
de la generación de NH3 yHCO3- por
bacterias debido al decaimiento de
material biológico.
h. Adsorción o intercambio de metales
sobre algas.
Estudios geoquímicos de
remoción de metales sugieren que los
procesos b, c, d, g y h pueden ser
dominantes. Esta sugerencia es
respaldada sobre la ocurrencia del tiempo
geológico en recientes estudios de
humedales.
Esto implica que la estrategia
para optimizar los humedales se
concentra en la formación de precipitados
inorgánicos y el uso de porciones
orgánicas del sistema para desarrollar
condiciones que promueven la formación
de precipitados inorgánicos.
4.2. Humedales naturales versus
humedales construidos
Los humedales naturales no están
acondicionados para recibir drenajes de
minas. Si algún humedal natural es
acondicionado, este va a recibir drenaje
hasta el periodo de tiempo que llegue a
su saturación. En estos tenemos pantanos
como el primer substrato, el flujo es
primeramente a través de la superficie y
la transmisión del agua a través del
substrato es limitada. El flujo superficial
disminuye las posibilidades de procesos
111
anaerobios. Por consiguiente un humedal
natural puede ser rico en ácido húmicos
que limitan la capacidad de neutralizar el
drenaje ácido. Finalmente existe la
posibilidad de destruir el ecosistema
natural por la adición de aguas
contaminadas. Aunque humedales
naturales han sido usados para remover
contaminantes metálicos, los sistemas
construidos ofrecen mejores ventajas
para tratar aguas contaminadas con
metales debido a que estos pueden ser
diseñados para maximizar el proceso
especifico de remoción de ciertos
contaminantes del agua, así como existen
razones ingenieriles y ecológicas que
sustentan el construir un humedal para
remover contaminantes que usar un
ecosistema natural existente.
4.3. Configuración estructural y
consideraciones de construcción
Los humedales construidos tipo Sistema
de tratamiento pasivo de drenaje de
minas (PMDTS) son construidos bajo un
modelo de flujo horizontal, similar a los
humedales naturales. Algunos estudios
han demostrado que la conductividad
hidráulica del substrato decrece de 2 a 3
órdenes de magnitud en varias semanal.
Como resultado, solo pequeñas
cantidades de agua de desecho pasan a
través del contacto con el substrato y el
agua remanente sin tratar fluye atrevas de
la superficie del sistema. El sistema fue
reconfigurado para forzar al agua a pasar
a través del substrato. Para esto, el agua
entra por la tapa del deflector de la zona
de distribución y sale por el lado
contrario de la celda.
La colocación de las capas de
grava y piedra dentro de la celda son
importante para evitar que la dirección
del agua forme cortocircuitos alrededor

de los deflectores y no logre ponerse en
contacto con el substrato. El modelo de
celdas de retorno de flujo ahondado con
la correcta colocación del substrato, de
los deflectores y las rejillas de captación
ha demostrado ser los mejores y más
eficientes diseños de construcción que
favorecen una buena superficie de
contacto y un tiempo de residencia mayor
del drenaje en el sistema. La tubería de
distribución debe ser protegida para
evitar que se tape con partículas de
substrato, para esto se recomienda
colocar grava y malla de contención en
las uniones.
4.3.1. Parámetros y consideraciones de
diseño de ingeniería
Existen algunas variables y factores de
diseño a considerar antes de construir un
sistema PMDT:
a) La carga de masa y rango de metales a
tratar.
b) Determinación de volumen basado
sobre la capacidad estimada de
tratamiento respaldada en la capacidad de
actividad microbiológica.
c) Configuración del sistema
dependiendo de la disponibilidad de
espacio y facilidades.
d) Tipo de substrato a ser usado.
e) Uso y tipo de plantas vegetales.
Características de la zona de estudio
112
Figura 2. Mapa hidrológico de la zona de El
Cuale y la presa Cajón de Peñas.
Figura 3. Distribución de las plumas de
contaminantes.

4.3.2. Sistema propuesto
El sistema propuesto más adecuado es el
tratamiento pasivo de drenaje ácido de
minas usando humedales artificiales (por
sus siglas en inglés de System of
treatment passive drainage mine
(STPDM).
El propósito de aplicar el
STPDM es utilizar mecanismos
biogeoquímicos para tratar el agua cerca
de la fuente de contaminación para
concentrar e inmovilizar metales y elevar
el pH de estos drenajes. El costo y
mantenimiento de este sistema seria
mucho menor que cualquier otra
alternativa de tratamiento convencional.
Se realizarían algunas variantes
al sistema propuesto por el Departamento
de Minas de los Estados Unidos para
aprovechar algunas facilidades que nos
proporciona la propia geografía de la
zona.
Debido a que la zona se
encuentra localizada cerca de la parte
alta de la serranía nos da una ventaja de
poder controlar los flujos de agua a
manera constante aún en épocas de
lluvia.
Por otro lado los terrenos son lo
suficientemente impermeables que
evitaríamos infiltraciones hacia los
freáticos y así reducimos el riesgo de
contaminarlos con metales pesados.
Para asegurar la correcta
absorción de metales y retención por
parte del substrato y del sistema de
113
postratamiento se colocará un segundo
sistema recubierto por capas de caliza
para asegurar la precipitación y retención
de metales disueltos.
Figura 4. Esquema del tratamiento.
Figura 5. Esquema de construcción del
relleno.

5. RESULTADOS
Como todo sistema de tratamiento de
aguas, se requiere de un
dimensionamiento respaldado en cálculos
de cargas de contaminantes a tratar, las
estimaciones realizadas respecto a la
cantidad de metales pesados nos dieron la
pauta acerca de estas cargas.
Tomando como base un
volumen aproximado de mineral extraído
de 1.5 millones de toneladas derivadas de
Fig. 6. Localización del sistema de tratamiento.
114
los datos de acumulación en la planta de
beneficio y conforme a la declaración de
explotación se depositaron en la zona de
estudio: 22,500 toneladas de Zn y 5700
toneladas de Pb.
Los análisis de los registros del
proceso de extracción de las minas y el
beneficio, solo se retiraba del área el 15%
del volumen extraído de mineral, por lo
que se estima que se encuentran
depositadas en la zona 1.27 millones de
toneladas de mineral.

Considerando los resultados
puntuales de la concentración de metales
pesados encontrados en la Tabla No.4,
tenemos dos criterios para evaluar la
carga de contaminantes a tratar, la
primera es considerar la suma de la
carga de contaminantes del punto donde
convergen todos los escurrimientos y que
geográficamente es el punto real de
concentración de contaminantes que
fluyen hacia el río, y el otro es tomar el
promedio ponderado de todos los
depósitos acuíferos y escurrimientos de la
zona que eventualmente pueden
converger hacia el río, para el primer
caso fue de 27.13 ppm y para el segundo
caso fue 57.87 ppm.
El otro factor de cálculo de
carga de contaminantes es el valor del
flujo de descarga. Debido a que este es
variable, se toma el promedio de
escurrimiento anual que es de
aproximadamente 16 L/s. este valor es
tomado del escurrimiento en época de
estiaje con un margen de seguridad del
50% para la época de lluvias, se
considera solo el 50% debido a que se
planea instalar un sistema de canales de
desvío de aguas pluviales para evitar que
el agua de arrastre de las tormentas entre
hacia la zona de trabajo y desequilibre el
tratamiento.
Partiendo de las
recomendaciones de diseño de este tipo
de plantas de tratamiento derivadas de las
diferentes pruebas a nivel de escala
laboratorio y planta piloto, tomamos el
valor de que un sistema con un volumen
de 2.46 m 3 puede remover como máximo
3 moles de metal por día, y realizándolas
suma de cationes tenemos que para el
caso 1 se removerían 4.03x10 -4 mol/l y
para el caso 2: 9.29x10 -4 mol/l, tomando
el flujo del sistema de 1 382 400 litros
115
por día, se requieren 456.82 m 3 de
sustrato para el caso 1 y 1053 m 3 de
sustrato para el caso 2.
El segundo factor de diseño es el
factor de carga hidráulica, debido a que
se tendrá un largo tiempo de residencia
en el sistema, se debe contemplar al
distribuir la carga de flujo que llegará al
sistema considerando este retardo en
forma natural, este cálculo es difícil de
predecir por lo que se toma el tiempo de
retardo para los sistemas de humedales
municipales, para los cuales ya se
conocen los datos de retardo y
principalmente se debe cuidar que tenga
la suficiente holgura dado el arreglo de
las unidades de tratamiento, y así
considerar el cálculo del volumen del
sistema total y el área ocupada por el
mismo.
Para este sistema se calcula diferentes
arreglos por opciones de las variables de
diseño: profundidad de las celdas, y área
de las mismas, el modelo optimo se
obtuvo con celdas cuadradas de 17 m de
lado con una profundidad de 0.8 m, en un
arreglo de 6 celdas configuradas de 2
secciones en arreglo en serie en la que
cada una tiene de 3 celdas operando en
paralelo, ocupando una superficie total de
3080 m 2 .
6. CONCLUSIONES
El análisis de las tecnologías disponibles
comercialmente muestra que la opción
del sistema pasivo de tratamiento de
drenaje de mina es la mejor opción para
la zona, dadas las características de
topografía, accesos, disponibilidad de
materiales y de energía.

El diseño del sistema de
tratamiento está respaldado en los
resultados de remoción de contaminantes
obtenidos en la planta piloto de Eagle
Mine, Colorado. Las proyecciones para el
sistema de tratamiento de la zona minera
de El Cuale proporcionaron la
confiabilidad de los datos sobre la
factibilidad técnica que garantice la
estabilización de los contaminantes y el
restablecimiento del equilibrio ecológico
en la zona.
El tiempo estimado de
funcionamiento del sistema es de 6 a 8
años, aunque puede variar por la
continuación de las labores de minería en
la zona, el comportamiento climático, el
comportamiento hidráulico del sistema y
la calidad y durabilidad de la
construcción.
El sistema propuesto tiene la
versatilidad de poder realizarle
modificaciones y ampliaciones futuras
sin alterar el proceso básico de
tratamiento, incluyendo la disminución
del área de tratamiento clausurando
secciones de la misma.
Si la zona de minas vuelve a
entrar en operación, utilizando este
sistema se puede recalcular la carga de
contaminantes y ampliar la planta para
garantizar una explotación de minerales
sin riesgo de agredir al ecosistema.
116
Este modelo es la opción más
económica para la restauración de la
zona, debido a que comparándola con los
otros modelos de remediación in-situ
como son el electrocinético, lavado de
suelo y solidificación/estabilización, este
requiere menor inversión inicial, no
requiere significativos gastos de
operación y mantenimiento y no requiere
alta inversión en reactivos de tratamiento.
Asimismo, la mayoría de los materiales
necesarios para la construcción y la
maquinaría para realizar la obra están
disponibles en el país y los trabajos
pueden ser realizados por el personal de
la zona.
Este trabajo se extrapola de datos de
planta piloto obtenidos en un lugar
diferente al proyectado, por lo que si se
requiere tener una menor incertidumbre
en las variables de diseño de algún
sistema de tratamiento para una zona
minera similar es recomendable realizar
pruebas a escala piloto en el mismo sitio
donde se pretende instalar el sistema de
tratamiento de drenaje pasivo.

Tabla 2. Perspectiva general de las tecnologías in-situ para la remediación de suelos contaminados
con metales.
TECNOLOGÍA
FACTOR DE ELECTROCINÉTICA FITORREMEDIACIÓN LAVADO SOLIDIFICACIÓN/
EVALUACIÓN
DEL SUELO ESTABILIZACIÓN
Estado Aplicaciones a gran
escala en Europa
Rango de
metales tratados
Mayores
factores
limitantes
Consideraciones
específicas del
sitio
Recientemente
autorizado en EUA
Escala piloto
Actualmente está siendo
probado en Trenton, NJ;
Butte, MT; INEL en
Fernald, OH; y
Chernobyl, Ucrania.
117
Comercial
Seleccionado
en sitios con
grandes
presupuestos
Comercial
Amplio Amplio Limitado Amplio
“Estado del arte” “Estado del arte”
Homogeneidad del
suelo
Nivel de humedad en
suelo
Requiere tiempos largos
para tratamiento
Rendimiento de cosecha y
patrones de crecimiento
Profundidad de la
contaminación
Concentración de la
contaminación
Contaminación
potencial del
acuífero de la
solución de
lavado
Permeabilidad
del suelo
Flujo y
profundidad del
agua
subterránea
Concerniente con la
integridad a largo
plazo
Residuos
Profundidad de la
contaminación
Tabla 3. Comparación de las tecnologías aplicables.
Tecnología de Ventajas que obtendría de usarla en el
Desventajas
tratamiento
distrito minero
Ultrafiltración Alta eficiencia de retención de metales. Alto costo de equipos e instalación.
Retiene todo tipo de partículas del efluente y Alto costo de operación y mantenimiento.
entrega al río agua de excelente calidad. Requiere sistemas de bombeo y por ende,
alto consumo de energía eléctrica.
Lavado Bajo costo del agua debido a la
Baja eficiencia derivada de la baja
disponibilidad de esta.
solubilidad de los metales en agua.
Proceso simple.
Requiere tratamiento del agua de lavado para
Bajo costo de operación.
precipitar los metales solubilizados.
Tiempo de tratamiento: corto.
Se requiere adicionar agentes quelantes para
mejorar la solubilidad de los metales.
Aumenta riesgos ambientales de extender la
contaminación a otras áreas.
Estabilización/ Alta eficiencia y garantía de inmovilización Muy alto costo de instalación debido al alto
solidificación de metales.
volumen de mineral a estabilizar.
Puede ayudar en gran medida a estabilizar Requiere alta eficiencia en el mezclado con
taludes y prevenir deslaves futuros.
los agentes inmovilizadores, así como
Tiempo de tratamiento: corto.
enormes cantidades de estos.
Fitorremediación Buena eficiencia para remoción de los Se requiere inspección y mantenimiento
metales comunes.
permanente.
Costos de instalación razonablemente bajos. Dado que es un sistema biológico no soporta
No requiere sistemas de bombeo costosos. fluctuaciones en la carga de contaminantes y
Relativamente bajo costo de mantenimiento. futuras explotaciones requieren ampliar el
espacio de tratamiento.
Electrocinética Alto rango de metales tratados. Alto costo de instalación y operación.

Tiempos cortos de tratamiento.
Favorece contar con suelos saturados de
agua.
118
Requiere homogeneidad del suelo.
Requiere grandes cantidades de energía
eléctrica.
Tabla 4. Concentración metales pesados en el agua de la zona de El Cuale (ppm).
Muestras Plomo Cinc Mercurio Cobre Cianuro
58.01 Mina Naricero 1.055 22.01

[7] HARI D. SHARMA, SANGEETA P. LEWIS. Waste containment systems, waste
stabilization and landfills design and evaluation. 1997. Wiley Interscience.
[8] RAMÍREZ-MEDA, WALTER. Diseño de un modelo de saneamiento de suelos
contaminados con metales pesados derivados de la explotación minera. Julio/1999.
Tesis de maestría, Universidad de Guadalajara.
119

120

Capítulo 2
CONTROL DE CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUBTERRÁNEAS Y
SOSTENIBILIDAD
CONTROLE DA CONTAMINAÇÃO DE AGUAS SUBTERRÂNEAS E
SUSTENTABILIDADE
121

122

SOSTENIBILIDAD AMBIENTAL DE AGUA DE
MINA EN LA MINERÍA SUBTERRÁNEA DE
TUNGSTENO
SUSTENTABILIDADE AMBIENTAL DE AGUA DE
MINA NA MINERAÇÃO SUBTERRÂNEA DE
TUNGSTENO
MINE WATER ENVIRONMENTAL
SUSTAINABILITY IN UNDERGORUND TUNGSTEN
MINING
V.F. NAVARRO-TORRES*, R. N. SINGH** Y A.G. PATHAN***
* Professor, Technical University of Lisbon, Portugal,
vntorres@ist.utl.pt
** Professor, University of Nottingham, UK,
raghu.singh@nottingham.ac.uk
*** Professor of Mehran University, Pakistan
ABSTRACT: Currently all over the World, the sustainable developments of the human
activities are being given increasingly more importance. Specially, mining operations play a
vital role in fulfilling economic and social growth of a nation and therefore, it is necessary
to develop sustainable mining practices (SMP) to actualise sustainable developments. One
of the major components of the sustainable mining practices is the management of water
regime during mining operations for the present and the future generations.
For real and efficient management of water regime from pre-mining to post-mining stage, a
sustainability index has been developed which follows a mathematical model based on the
three environmental indicators including Physio-chemical properties, Toxic elements, Other
Components.
This paper is concerned with the assessment of Mine Water Sustainability due to Tungsten
mining and describes the availability of tungsten resources throughout the World together
with the mine water sustainability results of an Underground Tungsten mine in Portugal.
Keywords: tungsten mining, mine water sustainability, management of mining activities,
mining environment
123

INTRODUCTION
1.1. Basic pillars of sustainable
development of the mining industry
The key of the sustainable development
of the mining industry constitutes for
three "basic pillars", whose interaction
summarizes by Giovannini E. et. al,
2005:
o Effects of economic activity on
environmental issues, environmental
protection and management
activities by economic agents and its
implications of economic policies
and market forces for the
environment.
o Productive functions and services of
the environment; implications of
environmental policies for economic
efficiency.
o Provision of environmental services;
effects of environmental conditions
on health, on living and working
conditions; implications of
environmental policies and related
instruments for society.
o Effects of demographic changes and
consumption patterns on
environmental resources:
implications of social conditions and
policies for the environment;
environmental awareness and
education; environmental
information and participation;
institutional arrangements; legal
frameworks.
o Quantity and quality of the labour
force, population and household
structure, education and training;
information and participation;
124
consumption levels and patterns;
implications of social conditions and
policies for economic growth,
institutional arrangements; legal
frameworks.
o Income levels and distribution;
employment; implications of
economic policies and market forces
for society.
1.2. Tungsten mining industry
Mining is considered as one of the
three most important activities for the
resource development for human society;
agriculture and forestry being the other
two. This fact can be illustrated by the
production, demand and reserves of
tungsten mineral occurring in form of
Wolframite (30%) and Scheelite (70%)
ores.
Tungsten is World’s one the most
remarkable metals used in the
manufacturing industry. It has the highest
melting point, lowest vapour pressure,
and highest tensile strength at high
temperatures which enables it to be used
in variety of products including machine
tools, drill bits, electric contacts and
heating and lightening filaments.
Tungsten heavy alloys are used to make
armaments, heat sinks, radiation
shielding, weights and counter-weights.
The main use of tungsten in the Chemical
industry is to make catalysts.
World’s tungsten reserves have been
estimated as 7 million tonnes W
(tungsten) including mineral deposits
which are not economically viable.
Figure 1 indicates that China has 56% of
total tungsten mineral resources,
followed by Canada (12%), CIS (6%),

South America (4%), USA (4%), and rest
of the world 18%. Figure 2 presents
worlds economic reserves of tungsten
mineral in the major mining countries
from 2001 to 2007.
12
4
6
18
4
56
China
Canada
CIS
South America
USA
Other
Figure 1. World’s Tungsten Minerals
Reserves
Figure 3 presents World’s tungsten
concentrate production from 2001 to
2006. China has long been the worlds
leading tungsten. In recent years, most of
the remaining tungsten production took
place in Austria, Bolivia, Canada
Reserves M Tonnes
1800000
1600000
1400000
1200000
1000000
800000
600000
400000
200000
0
China
Year Total Canada
2001 3200000 Russia
2002
2006
Austria
31000000
Portugal
6200000 Bolivia
2001 2002 2006
125
Tngsten concetrate production - Tonnes W content
Figure 2. Reserves of tungsten (US
Geological Survey, Minerals Commodities
Summaries)
60000
50000
40000
30000
20000
10000
0
Year Total
2001 50800
2002 66100
2003 68200
2004 69400
2005 70100
China
Canada
Russia
Austria
Portugal
Bolivia
2001 2002 2003 2004 2005
Figure 3. Tungsten concentrate production
(United States Geological Survey Mineral
Resources Program)
Portugal, Russia, and North Korea. In
recent years, the export of tungsten ore
being reduced all over the world shift is
towards exporting more value added
down stream tungsten material and
products. Table 3 presents concentrate
production countries in the World by
their tungsten content.

Figure 4 presents World’s major
tungsten ore producers. The global
production of tungsten in year 2006 was
of 73,300 tonnes ore and with this
productive rhythm it is enough to take
care of the demand of this metal for 140
years. Since mining of tungsten ore and
its processing creates waste water which
when disposed in the surface streams
creating environmental problems.
In this context, assignment of mine
water sustainability indices to mine water
discharge will make great contribution to
Sustainable Development principles.
Currently there are no standardized
references for the assessment of real
situations in terms of sustainability levels
and the following section makes an
attempt to quantitatively assess the mine
water environmental sustainability with
respect to Panasquera Wolfram mine in
Figure 4. World Tungsten ore production
126
Portugal which is world’s largest single
tungsten ore producer.
2. QUANTITATIVE ASSESSMENT
OF THE MINE WATER
ENVIRONMENTAL
SUSTAINABILITY
2.1 Structure of Mine Water
Sustainability
The quantitative assessment o of the
Sustainable Development of the mine
water is a very complex task. One of the
important method of management of
sustainability is based on the use of
Sustainability Index which allows to
standardized the Sustainability and to
manage the great amount of intervening
parameters to the long life cycle of mine

water. This takes into consideration the
permissible levels of the sustainability
including the physio-chemical properties,
toxic elements and other Components of
mine water as shown in Figure 5.
Other components
ESImw
Toxic components
Figure 5. Three -dimensional structure of
Mine Water Sustainability
The Mine Water Sustainability Index, is
part of the three-dimensional structure of
the ST, composite for three (3) indicators
and each have lots of sub-indicators
depending on the type, dimension,
localization and other characteristics of
the mining operation.
2.2 Quantitative model of Mine
Water Sustainability Index
ESImw
Physic-chemical
properties
Considering the three indicators of the
mine water sustainability: water physiochemical
properties (MWIfq), toxic
elements (MWIst) and other Components
(MWIo), the Mine Water Environmental
Sustainability index (ESImw) can be
calculated by using the following
expression:
l
l
l
1 ⎛
ESI mw = ⎜∑
MWI fq(
i)
+ ∑MWI st ( i)
+ ∑MWI
n.
l ⎝ i=
1
i=
1 i=
1
(1)
o(
i)
⎞
⎟
⎠
127
Where n is the number of environment
pollutants, l local quantity and ESImw,
MWIfq, MWIst, MWIo are onedimensional
Indices.
To calculate the sustainability index of
each component the condition of
sustainability of each pollutant element
(X and/or X ') based in standard of
sustainability or life quality, given for the
norms. Three criteria are taken
considering the local condition of the
elements or ambient 0 variables (xi):
1) When the sustainability is with
xi < X
2) When the sustainability is with
xi ≥ X
3) When the sustainability is with
X´

xi
IS = , with the conditions If xi = X or
X
xi>X
(3)
→ IS = 1
Considering the conditions of criterion
3, the SI can be calculated with the
equations (4 and 5), based in the
condition xi(X' >X) the sustainability is
low and it is unsustainable the X1 and for
low values of xi (xi>X´) the sustainability
is low and unsustainable at X1´.
If ´ < x < X → IS = 1
(6)
X i
Where T is the water temperature (ºC),
BOD is biochemical oxygen demand and
OG is oil and fat e S is total
concentration of solid particles.
3. PROPOSAL OF ESImw
STANDARDIZE THE PERMISSIBLE
MINIMUM LEVEL
The sustainability of the mine water
will be possible when the evolution of the
economic, ambient and social process
during to time through obtain ESImw
more of 1 and for all the indicators and
sub-indicators (Figure. 6).
The ESImw values indicate the
sustainability level of Mine Water and
can be classified into following
categories:
The proposal of ESImw standardize the
permissible minimum level can be
128
If
(4)
xi
− X
xi
> X → IS = 1 −
X 1 − X
If
(5)
X´
−xi
xi < X → IS = 1−
X´
−X
1´
If > x > X → IS = 0
X 1 ´ i 1
With this model and applied the World
Bank standards the general Mine Water
Sustainability Index result following
equation (6)
expressed with reference of 0 and 1
values, being the ST level characterized
by appropriate scale, as indicated in
Table 1.
Table 1. Sustainability level of mine
water
ESImw ≤0.35 0.351
MWIo(t1) >1
Evolution of sustainability
ESImw(t1) > 1 ESImw(tn) > 1
Physic-chemical,
toxic and other
process
Figure 6. Permissible minimum level of
ESImw
MWIfq(tn) >1
MWIst(tn) >1
MWI o(tn) >1
State 1 Process
Time (t)
State n

4. CASE STUDY IN PANASQUEIRA
MINE
4.1 Mine location
The Panasqueira wolfram mine (Beralt
Tin & Wolfram – Portugal S.A.) is
located in the south of “Serra da Estrela”
mountain at altitude around 700 m and
250 km NW of Lisbon (Figure. 7). The
exploitation method used in this mine is
room and pillars.
Figure 7. Localization of Panasqueira mine
1
“ Bodelhão”
river
2
4
129
4.2. Measurement of mine water
quality and its influence in superficial
water
The measure was in four points, three
in “Bodelhão” river and one point in
mine water discharge by gallery called
“Salgueira, but in Panasqueira mine exist
other discharge point called “Fonte de
Masso” gallery (Figure. 8). The results of
laboratory analysis see in Table 2.
Mine water discharge
“Fonte de Masso”
gallery
Mine water
discharge
3 “Salgueira”
ll
Mine water
remediation plant
Figure 8. Measurements points of mine water discharge and in the “Bodelhão” river

Table 2. Results of pollutants values of laboratory analysis in 4 monitoring measurements points
Site Pollutants (ppm)
pH Cu Zn Fe Mn As
1 5.27 0.04 0.52 0.13 0.09 0.00
2 5.16 0.15 1.04 0.03 0.87 0.00
4 4.18 3.11 15.80 2.91 8.20 0.03
3 3.99 2.01 12.605 4.09 8.60 0.03
4.3. Mine Water Sustainability Index
of Panasqueira Mine
For the six pollutants of mine water
assessment in the case study the
particular equation is following:
ESI mw
1
= 5
6
[ 5 + 0.
16 pH − 3.
3Cu
− Zn − 0.
Fe − Mn − As]
Applying the particular equation and
using the values resultants of the
laboratory analysis (Table 3) determines
the Mine Water Sustainability Index in
the 4 measurements points (Figure 8 and
Figure 9). The results indicate that in the
point 1 the sustainability is moderate, in
the point 2 is low must the influence of
the mine water discharge for the called
gallery ““Fonte de Masso””, in the point
3 is very low, therefore it is biggest that
caused for important mine water
discharge by called gallery ““Salgueira””
and finally in point 4 also is very low.
Measure
Point
ESImw
Value Level
1 0.84 Moderate
2 0.57 Low
3 -5.01 Very low
4 -4.04 Very Low
130
Figure 9. Mine Water Sustainability Index
in Panasqueira Mine
The ESImw values demonstrate that in
the mine water measurements date
(January 2001) the discharge of mine
water caused unsustainable situation in
superficial water of the “Bodelhão” river.
These sustainability indexes are very
useful for remediation actions and
application the Management of
Sustainable Mining Practices (SMP).
5. CONCLUSIONS
The underground mining is very
important activity and of great
importance for the human development,
but the projects must be with
environmental protection.

The Sustainable Development of the
mine water can be quantified through the
Sustainability Index.
The mathematical model opens the way
for an analysis, assessment, analysis,
REFERENCES
131
remediation actions and contributes to
real Sustainable Development of the
mine water and management sustainable
mining practices.
Giovannini E. and Linster M. (2005). OECD Measuring Sustainable Development:
Achievements and Challenges
Navarro Torres V. (2004). O LCA uma técnica de análise para uma gestão ambiental
sustentável na indústria mineira. Ponta Delgada Portugal.
Navarro Torres V. (2003). Underground Environmental Engineering and application in
Portuguese and Peruvian Mines. PhD Thesis, Lisbon.
MMDS (2001). Development of the Minerals Cycle and the Need for Minerals. CRU
International
http:www.itia.org.uk/Default.asp?page 51
Kim B. Shedd (2005), Mineral of the Month :Tungsten, Geotimes, February 2005, p.3.

132

RECUPERACIÓN DE METALES DE DRENAJES
ÁCIDOS DE MINA
El papel de la minería
Resumen
JOSE ENRIQUE SANCHEZ RIAL*
JUAN PABLO FERREIRA CENTENO**
*Jefe Departamento Evaluación y proyectos Mineros Secretaría de Minería de Córdoba
josesanchezrial@yahoo.com.ar
**Jefe división Sensores Remotos y Sistemas de Información Geográfica – Secretaría de
Minería de Córdoba jp.ferreiracenteno@gmail.com
El agua de bajo pH es producida por un proceso natural en el que la percolación
hídrica aeróbica por un substrato que contenga sulfuro de hierro activa y promueve
el desarrollo de bacterias específicas tales como el Thiobacillus Ferrooxidans y
Thibacillus Thioooxidans.
En este trabajo en particular se intenta demostrar que esta situación, en la que los
más experimentados conocedores de los pasivos desaparecen de escena, es un error
desde el punto de vista comunicacional, de responsabilidad social y más que nada
económico.
Se analizan además, algunos ejemplos de aprovechamiento de sustancias de valor
contenidas en los drenajes ácidos, así como la posibilidad de existencia de
empresas mineras residuales que podrían ocuparse de manera mucho mas eficiente
del tratamiento de pasivos en general y de los DAM en particular.
Se trata en suma de cambiar el paradigma de atenuar, neutralizar, disminuir,
eliminar metales en solución por el de aprovechar los elementos de valor con la
aplicación de nuevas tecnologías que se aplican en las minas en operación.
133

Introducción
Se considera que un drenaje ácido de
mina es un proceso no deseable de una
operación minera.
Los DAM son un pasivo ambiental sea
que se presenten durante o después de la
operación minera.
Como todo hecho no deseable de la
operación minera choca con legislación
mas o menos explícita a la cual vulnera,
por lo cual se debe tratar, eliminar o
atenuar.
El agua de bajo pH es producida por un
proceso natural en el que la percolación
hídrica aeróbica a través de un substrato
cualquiera, que contenga sulfuro de
hierro activa. Sin embargo, cuando este
proceso se ve favorecido de algún modo
por el proceso minero, el drenaje ácido se
transforma en DAM, es decir adquiere
origen artificial conocido.
Cuando el DAM se produce durante la
operación de la mina la responsabilidad
de la gestión de los efectos concierne de
manera directa a los operadores del
yacimiento. Cuando esto ocurre así, los
operadores mineros tienen dos cursos de
acción posibles.
Uno de ellos es la atenuación de los
efectos por medio de procesos activos
que procuran en primer lugar la
neutralización del efluente por medio de
agentes alcalinos y en segundo lugar el
tratamiento de los métales pesados
disueltos por medio de alguna de las
tecnologías conocidas, usando métodos
como la precipitación, el intercambio
iónico, la osmosis inversa, etc.
El segundo curso de acción, que no está
tan difundido, es el aprovechamiento de
esta situación tratando de obtener
productos útiles que, en el peor de los
casos, se utilizan para atenuar el costo de
procesamiento mandatario de ley y, en el
134
mejor de los casos, aporten a la ganancia
de la empresa.
Cuando este evento se presenta luego del
cierre de las faenas, a conformidad de la
autoridad minera, se transforma en un
problema público. Esto es así porque, en
general, el lapso de tiempo transcurrido
entre el cierre y la manifestación del
DAM es suficientemente grande como
para que haya desaparecido la
responsabilidad civil de los operadores.
En este caso el DAM es un pasivo
ambiental minero o PAM cuya gestión se
carga al presupuesto de los gobiernos
locales, provinciales en algunas
ocasiones o nacionales en otras.
El tratamiento del DAM es realizado por
universidades en algunos casos,
gobiernos en forma directa en otros o con
empresas especializadas por contrato.
Los experimentados productores
originarios del PAM en general o del
drenaje ácido en particular, es decir la
industria minera, no participa en la
gestión de estos pasivos. De hecho las
empresas procuran permanecer lo mas
protegidas posible del foco de la prensa y
por ende del desmerecimiento público de
manera que no se asocie pasivo
ambiental minero con alguna empresa en
particular.
Resulta incluso desalentador ver que, la
mayor parte de las compañías que se
ocupaban de pasivos ambientales
mineros no pertenecen ni derivan
específicamente de esta industria.
Composición de los drenajes ácidos de
mina
Es una obviedad recalcar que estos
drenajes son obviamente ácidos. La
tabla obtenida de Aduvire et al, establece
una calificación práctica de los líquidos
provenientes de mina.

Tabla 1. Clasificación de DAMs según acidez (Basado en Aduvire et al.)
Tipo Descripción Rango
1 Muy ácido Acidez neta > 300 mg/l de CO3Ca equivalente
2 Moderadamente ácido Acidez neta entre 100 y 300 mg/l de CO3Ca equivalente
3 Débilmente ácido Acidez neta entre 0 y 100 mg/l de CO3Ca equivalente
4 Débilmente alcalino Alcalinidad neta < 80 mg/l de CO3Ca equivalente
5 Fuertemente alcalino Alcalinidad neta mayor o igual a 300 mg/l de CO3Ca
equivalente
En esta tabla la acidez se expresa en
Carbonato de calcio equivalente, que
consiste en la cantidad de esta sustancia
necesaria para neutralizar la solución.
Pueden usarse otras formas de expresión
como la de usar HONa equivalente en el
cual se mide la cantidad de esta sustancia
necesaria para llevar el pH a 8.3.
Sin embargo la cuestión más interesante
desde el punto de vista del presente
trabajo se presenta en la carga de material
de posible aprovechamiento que está
asociada a estos líquidos.
La tabla 2 muestra datos no verificables
obtenidos de una disertación del Dr. Jim
Field del Departamento de Ingeniería
Química y Ambiental de la Universidad
de Arizona, respecto a la cantidad anual
total que las actividades humanas en su
conjunto le aportan a la biosfera.
135
Tabla 2. Tonelaje de metales pesados
derivados de actividad humana.
Metal Tonelaje anual
arsénico 120
Cadmio 30
Cobre 2150
Mercurio 11
Molibdeno 110
Níquel 470
Plomo 1160
Zinc 2340
Estas toneladas provienen de distinta
fuentes incluídos los DAMs y no se
menciona el compuesto mas frecuente del
que forman parte.
La tabla 3 por otro lado extractada de
numerosas publicaciones especifica los
metales contenidos en los líquidos
provenientes de mina, sea extraídos en
forma directa o valores de la cuenca
como en el caso de la Faja Pirítica Ibérica
o la zona de carbón de Pensilvania
central o el caso del Witwatersrand.
Tabla 3. Contenidos típicos en metales
Mina Fe Mn Cu Zn Pb Ni Al Cd As Sulf Ph
Lilly/Orphan
6,2
boy 29 8 0,24 25,6 8,09 0,24 1,02 277 2,8
12,0
859
Brunswick 12,2 9,57 7 1,16
0 3

Montalbion
18,
0,17
3,4
silver 12,1 5 12,9 60,7 0,052 2 27,7 0,561 3 525 2
26,
0,12 2,5
Surething mine 15 7 2,35 22,7 0,151 29,5 0,208 7 591 8
117,1 0,69 0,71 0,003 0,48 37,4 0,000 0,00
Leviathan mine 6 1 5 6 7 6 6 2
300
Nickel Rim 1000 3 1 0,15 130
0 2,8
223, 0,07
Anchor hill pit 15,7 43,3 14,1
5 0,576 3 3,3
Faja pirítica
1,06
2,12 746
Ibérica 1494 37 64 169 0,061 3 386 0,49 3 0 2,7
Baia Mare
509
(Rum) 91 168 0,05 26 0,03 0,26 109 0,02 0 2,6
Pensivania
2,9
central 10 15 0,63 10 980
401
5
Witwatersrand 697
0 3,5
El teniente 5 3.3
La mejicana 12 3
Esta tabla no pretende establecer valores
promedio sino por el contrario explicitar
la variabilidad de los contenidos en
función de la mena original, el origen de
los DAM y el clima imperante.
En esta tabla por otro lado, se explicita el
conjunto de distintos cationes presentes
en los DAM. Estos metales, siempre
mencionados precisamente como un
factor de contaminación son en suma,
materiales útiles.
Recuperación de sustancias útiles
Caso de Elliot Lake
La mayor parte de los casos de
recuperación de sustancias útiles a partir
de drenajes ácidos ocurren durante el
período de operación de la mina.
Esta situación es entendible en tanto y en
cuanto el objetivo de maximizar las
136
ganancias lleva a la mejora continua de la
operación.
Generalidades
En la vecindad de la ciudad de Elliot
Lake ubicada al noroeste de Sudbury en
la provincia de Ontario en Canadá se
ubica un conjunto de operaciones
mineras que prácticamente dejaron de
operar casi todas juntas alrededor de
1996 luego de 41 años de trabajo. El
mapa de la figura 1 ilustra la posición de
esta ciudad nacida para y por las minas
de Uranio, y el aspecto regional se ve en
la fig. 2.
Casi todas estas minas extraían uranio de
un conglomerado cuarzoso con pirita
ubicado en un sinclinal denominado
Sinclinal Quirke.

Fig. 1 Posición de la ciudad de Elliot Lake
Fig. 2. Aspecto general de la zona de Elliot Lake.
137

La mina Deninson en particular operaba
sobre dos eventos de paleo cauce de
cuarzo llamados sinclinal superior e
inferior respectivamente.
Con un pique principal para personal y
bombeo ubicado en la parte mas
profunda del eje sinclinal y otro ubicado
en la parte más superficial del mismo
para ventilación, esta operación
subterránea en cámaras y pilares
desarrolló un sistema de biolixiviación
que luego ha sido adoptado por otras
explotaciones.
Estos dos piques, conectados por una
galería central en cada nivel de
explotación derivan a galerías
subsidiarias que siguen el rumbo del
sinclinal de las cuales derivan las
cámaras.
El agua de la perforación y agua de la
mina en general se almacena en presas
subterraneas de agua limpia.
Breve descripción del proceso
El proceso de biolixiviación desarrollado
en Mina Deninson puede verse en la
figura 4, donde se muestra un esquema
simplificado de cámaras y pilares ya
trabajados al los cuales se conecta una
Figura 3 Corte simplificado
138
El agua derivada de la perforación pasa a
presas de agua limpia en sectores donde
ya no se trabaja.
La figura 3 presenta un corte muy
simplificado de la constitución de la mina
con un pique principal A que, por debajo
del segundo conglomerado del sinclinal
D, tiene un sector de operaciones y un
depósito o dique de soluciones preñadas
B que se bombean en forma directa a los
tanques de elusión.
La figura 3 presenta un corte muy
simplificado de la constitución de la mina
con un pique principal A que, por debajo
del segundo conglomerado del sinclinal
D, tiene un sector de operaciones y un
depósito o dique de soluciones preñadas
B que se bombean en forma directa a los
tanques de elusión.
cañería plástica A, que alimenta
conductos en cada unas de las cámaras B.
Estos conductos permiten el rociado
periódico de agua limpia proveniente del
uso normal de la mina en el proceso de
perforación.

Los dos eventos iniciales de la operación
son el bombeo con una solución
acidulada de pH 3 a 3.2 a los efectos de
activar el crecimiento bacteriano. Luego
de esto dos primeros rociados que no
usan nada más complicado que un
sprinkler de plástico, se procede a la
impregnación con agua limpia de manera
periódica.
El drenaje ácido producido por la
activación bacteriana de las colonias
crecientes de Thiobacillus Ferrooxidans,
se colecta en soluciones preñadas que se
conducen por canales C y D hasta diques
subsidiarios y finalmente al dique
principal B de la figura 3.
Fig. 4. Esquema de biolixiviación en
cámaras
139
Fig. 5. Ejemplo de rociador
El proceso de rociado no implica
complicación alguna y puede lograrse
sencillamente perforando el conducto B
en distintos sectores de su extensión. La
figura 5 muestra un rociador común de
jardín que también puede usarse en la
medida que no tenga partes metálicas.
Breve descripción del mecanismo
Se han propuesto numerosas alternativas
para entender el modo en el que este
proceso se lleva a cabo. En esta ponencia
se considera que la presentada por
Rawlings (2002) parece ser la más
cercana a la realidad observada en el
proceso minero.
El esquema de la figura 6 muestra los tres
tipos básicos de lixiviación:
Lixiviación sin contacto con las
bacterias: En este caso la disolución de
la superficie del mineral sulfuroso se
logra por el ataque del Fe +3 en sulfuros
insolubles o el ataque del protón Fe +3 en
sulfuros solubles en ácido. Este proceso
se presenta en los primeros momentos del
proceso descripto para Elliot Lake en el
cual el material remanente en la cámara
es regado con una solución ácida.
Lixiviación de contacto: En este caso la
colonia bacteriana se ha desarrollado en

contacto con la superficie del mineral de
sulfuro. Por la acción bacteriana se
produce un cambio de Fe +2 a Fe +3 lo que
libera iones ácidos o se produce la
liberación de coloides sulfurosos con
Fe +3 lo que aumenta el ataque contra la
superficie. Se asigna a este proceso un
importante papel a un aminoácido
llamado Cisterna, abreviado como Cys en
la figura. Esta es la segunda etapa en la
cual se ha reemplazado la solución de
regado con agua remanente en mina con
el único cuidado de que sea libre de
sólidos que puedan entorpecer el trabajo
de los rociadores. Esto se logra por
medio de la decantación en los diques
interior mina.
Lixiviación Cooperativa: En este caso
los sulfuros coloidales, los sulfuros
intermedios y aún fragmentos mas
pequeños de mineral son usados por la
colonia bacteriana para generar Fe +3 y
protones que producen lixiviación sin
colonias adosadas a la superficie mineral
es decir lixiviación sin contacto
bacteriano.
Algunas conclusiones derivadas de este
caso
• La presencia de sulfuros
ferrosos es una condición
prácticamente imprescindible para
140
tan solo imaginarse la posibilidad de
este proceso.
• Es necesario realizar una serie
de estudios biológicos mínimos que
permitan reconocer la existencia de
una cepa autóctona de Thiobacillus y
las condiciones óptimas para que
pueda desarrollarse rápidamente y
sobrevivir a las condiciones de
temperatura de la mina.
• La presencia de sulfuros
ferrosos y en particular la pirita
hacen más que posible la existencia
de una cepa autóctona de
Thiobacillus.
• El solo hecho de que existan
condiciones para la generación de un
DAM posterior a la mina no implica
que su aprovechamiento económico
sea posible. Es decir que, aún cuando
se hayan hecho estudios del impacto
ambiental y se haya logrado
determinar la probabilidad de un
DAM, no se asegura la economicidad
de un proceso como este.
Es importante reconocer y diseñar los
medios para mantener operativo el
sistema luego de que se ha retirado la
operación principal como es el caso
actual de Elliot Lake.

Fig. 6. Propuestas de formas de lixiviación
141

Algunos otros casos interesantes
Un caso muy reciente presentado por
Vergara F., Parada F. y Sánchez M.
(2010) ilustra acerca de la Mina El
Teniente en Chile con un caudal variable
de DAM entre 165 a 592 l/s, lo que
presenta un spread suficientemente
importante como para transformarse en
un verdadero desafío para el diseño de
planta de recuperación.
El contenido de cobre también es muy
variable de 290 a 720 ppm de Cu y un pH
promedio de 3.3.
Los detalles de este caso fueron
perfectamente ilustrados en la lectura del
trabajo, sólo queda mencionar que se cita
en éste debido al análisis de la economía
y el diseño de ingeniería de la posible
recuperación de Cu.
Existe una importante cantidad de casos
referidos a los metales en menas
refractarias tales como las de oro y plata
en las cuales la biolixiviación constituye
una forma más que adecuada de evitar
procesos más contaminantes como es el
de tostación o aún la cianuración, aunque
en mayor o menor medida estas técnicas
se usan en combinación con los metales
“liberados” por la lixiviación.
Estos casos en general no se tratan de
aprovechamiento de DAMs sino casos de
heap leaching o de lixiviación en
columnas en otros casos.
Conclusiones
• Es casi una verdad de perogrullo
afirmar que las menas con sulfuros
de hierro y en particular con pirita,
en un ambiente aeróbico y aún
142
mínimas condiciones de humedad
permitirán el desarrollo de cepas
autóctonas de bacterias tales como
Thiobacillus Ferrooxidasns y
Thiobacillus Thiooxidans.
• Existen métodos de
suficientemente adecuados para la
predicción de la calidad y cantidad
de DAMs tanto durante, como
posteriormente a la operación de las
minas.
• Estos drenajes no pueden seguir
siendo gestionados como un costo
adicional a la explotación sino que
el diseño de ingeniería de
recuperación de metales debe incluir
las soluciones preñadas en los
caudales que se producirán e
inclusive establecer métodos para
aumentarlos a los fines de, al
menos, eliminar el costo de dicho
tratamiento y aumentar la
producción de los metales
contenidos.
En estas condiciones quizás se llegue al
punto que un open pit paralizado pueda
drenar hacia una galería inferior de la
cual extraer estas soluciones cargadas
con el remanente de material que haya
quedado de la explotación tradicional. Un
esquema muy simplificado de esta
propuesta puede verse en la figura 7
donde una serie de galerías excavadas
por debajo del mismo son colectoras de
agua que se va cargando de metal a
medida que baja por las paredes y las
bermas remanentes y es bombeada a
planta como solución preñada.

Bibliografía
Fig. 7. Aprovechamiento póstumo de un open pit
1. Aduvire H., Vadillo L., Aduvire O. Innovaciones en la caracterización de Aguas
Acidas de minas y su tratamiento con tecnologías ecológicas.
2. Morales M, Herrera R, Ruiz-Manriquez A. Biosorción de Cu (II) por Thiobacillus
Ferrooxidans em un sistema de columna. Cita WEB.
3. CALDAS DE OLIVEIRA R. ESTUDO DA CONCENTRAÇÃO E
ECUPERAÇÃO DE ÍONS LANTÂNIO E NEODÍMIO POR BIOSSORÇÃO EM
COLUNA COM A BIOMASSA Sargassum sp. 2007.
4. Robertson J. A. Recent geological investigation in the Elliot Lake – Blind River
Uranium Area – Canada – Prospectors and developers association – 1967
5. Vergara F., Parada F. y Sánchez Mario. UN CASO PARADIGMÁTICO DE
MANEJO DE AGUAS EN MINERÍA SUBTERRÁNEA EN CHILE: CASO DE
LA MINA EL TENIENTE. – Red MASYS – CYTED – Ayacucho – Peru. 2010
Rawlings D. Heavy Metal mining using microbes. Annual Review. Microbiology. 2002.
143

144

ESTUDIO DE DESULFURIZACIÓN DE RELAVES
GENERADORES DE DAR, ANTES DE SU
DISPOSICIÓN FINAL, COMO ALTERNATIVA DE
MANEJO Y MITIGACIÓN DE IMPACTO
AMBIENTAL
* Dr.- Ing. Gerardo Zamora Echenique –
** M. Sc. Ing. Octavio Hinojosa Carrasco –
*** Dr.- Ing. Antonio Salas Casado
Es conocido que los relaves de las plantas concentradoras que procesan minerales
sulfurosos son generadores de DAR. La industria minera ha desarrollado diferentes
estrategias para evitar el efecto negativo del DAR sobre el medio ambiente. Una de
estas estrategias es la “desulfurización ambiental”, como etapa previa a la
disposición final de los relaves de un proceso, y consiste en separar los minerales
sulfurosos remanentes en los relaves por un proceso de flotación no selectiva de
sulfuros; así, producir una fracción de sulfuros, con menor porcentaje en peso y
fuertemente reactiva o generadora de DAR (producto float); y otra fracción,
mayoritaria en peso y con bajo contenido de sulfuros y por tanto no generadora de
acidez (non float).
Este proceso de desulfurización permite entonces generar un producto “estable
químicamente – non float”; qué en la etapa de cierre, no requiere de medidas
ambientales; mientras que, el producto sulfuroso – float, debe ser manejado
ambientalmente y requerirá medidas especiales en la etapa de cierre pero a un costo
menor.
Para el estudio se ha considerado una muestra representativa de los relaves de una
empresa minera de explotación de complejos Pb-Ag y Zn-Ag. Se ha llevado
adelante la caracterización física; química, mineralógica y biológica. Asimismo, la
muestra ha sido sometida a pruebas geoquímicas estáticas y dinámicas de
predicción de DAR antes y después del proceso de desulfurización.
De los resultados obtenidos en el estudio es posible establecer que, mediante una
etapa adicional bulk de flotación de sulfuros de los relaves estudiados, es posible
eliminar la fracción sulfurosa; generando así, un residuo (non float) NO
GENERADOR de DAR con cerca del 85% en peso que, en la etapa de cierre del
sitio de disposición final del mismo, no requerirá medidas ambientales de
rehabilitación. Esto implica un “ahorro enorme” en la fase de rehabilitación final
145

del sitio minero. Por otra, la fracción sulfurada requerirá una disposición ambiental
adecuada y emdidas de rehabilitación en la etapa del cierre.
1. INTRODUCCIÓN
Es conocido que los relaves de las plantas
concentradoras que procesan minerales
sulfurosos para obtener concentrados de
Zn-Ag y Pb-Ag, son generadores de
DAR por presentar en su composición
especialmente pirita. La industria minera
ha desarrollado diferentes estrategias
para evitar el efecto negativo del DAR
sobre el medio ambiente. Una de estas
estrategias es la “desulfurización
ambiental”, como etapa previa a la
disposición final de los relaves de un
proceso, y consiste en separar los
minerales sulfurosos remanentes en los
relaves por un proceso de flotación no
selectiva de sulfuros; así, producir una
fracción de sulfuros, con menor
porcentaje en peso y fuertemente reactiva
o generadora de DAR (producto float); y
otra fracción, mayoritaria en peso y con
bajo contenido de sulfuros y por tanto no
generadora de acidez (non float).
El estudio de desulfurización de relaves
generadores de DAR, antes de su
disposición final, como alternativa de
manejo y mitigación de impacto
ambiental, fue realizado siguiendo en
principio una etapa de caracterización de
las colas del proceso de una empresa
minera; para luego, realizar el estudio de
desulfurización mdeinte una etapa
adicional de flotación bulk de sulfuros; y
finalmente, presentar una propuesta de
manejo ambiental.
2. CARACTERIZACIÓN DE
LOS RELAVES ESTUDIADOS
146
La caracterización de los relaves objeto
de investigación, se basa en el estudio de
las características físicas, químicas y
mineralógicas; además de la
determinación del comportamiento
geoquímico, a partir de Pruebas
Geoquímicas Estáticas y Dinámicas, a
objeto de determinar por una parte el
Potencial de Generación de Drenaje
Ácido (DAR) a través del test estático; y
por otra, la determinación de la Tasa de
Generación de DAR y la Carga de
Metales Pesados que puede generar,
debido a la presencia de sulfuros en su
composición y su oxidación en presencia
de agua y oxígeno.
Se tomó una muestra fresca de los relaves
de descarga de la planta de
procesamiento mineral (M1), antes de su
disposición final; además de, una muestra
del dique de relaves (M2). En la tabla 1,
se presentan los resultados del análisis
químico de las muestras de relaves del
proceso.
PARAMETRO UNIDAD M1 M2
Antimonio % 0,02 0,02
Arsénico % 0,07 0,07
Calcio % 0,89 0,45
Cadmio % 0,002 0,005
Cobre % 0,01 0,02
Hierro % 3,25 3,68
Plomo % 0,12 0,14
Zinc % 0,31 0,71
Azufre % 2,59 3,85
Sulfato % 0,04 0,02
Tabla 1.- Análisis Químico de las muestras
de COLAS DEL PROCESO

Los resultados del análisis por difracción
de rayos X de las muestras anteriormente
147
citadas, se presentan en la Tabla 2.
Mineral Formula M1 M2
Esfalerita ferrosa (Zn0.984FeO0.026)S X
Pirita FeS2 X X
Galena PbS X
Tetratioantimoniato
Cu3(SbS4)
de Cobre(I)
Monóxido de plomo PbO X
Hidroxiantimoniato Sb3O6(OH) X
Dickite Al2Si2O5(OH)4
Franklinita (Zn0.93Fe0.07)(Fe1.95Zn0.04)O4
GANGA
Sílice SiO2 X X
Anortita CaAl2Si2O8 X
Muscovita K(Al4Si2O9 (OH)3) X
Tabla 2.- Resultados del Análisis de Difracción de Rayos X de las Muestras de las Colas del
Proceso
Asimismo, se ha determinado el
Potencial Neutro y el Potencial Ácido de
las muestras de las Colas del Proceso a
objeto de calcular el Potencial Neto de
Neutralización. La tabla 3, presenta los
resultados obtenidos.
NNP
(kgCaCO3/t)
AP Análisis
NP/AP
Análisis
M1 -58.27 0.28
M2 -108.85 0.09
Tabla 3.- Resultados de la Prueba
Geoquímica Estática de las Muestras de
Relaves del proceso
La evaluación de los resultados obtenidos
de acuerdo a los dos criterios conocidos,
pueden resumirse que los residuos son
“altamente generados de DAR”; puesto
que, el NNP es menor a menos 20 kg
CaCO3/t (Primer Criterio); o la relación
NP/AP, es menor a la unidad (Segundo
Criterio).
Para predecir las tasas de generación de
DAR y la calidad de los lixiviados que
generarán estos relaves, se han
desarrollando pruebas geoquímicas
dinámicas en celdas dinámicas en las que
se han realizado ciclos de humidificación
con una duración de 7 días por ciclo
(haciendo pasar 3 días de aire seco; 3
días de aire húmedo; y el último día,
procediendo con el lavado con un
volumen de agua similar al de máxima
precipitación fluvial de la zona.
La Tasa de Generación de DAR, a partir
de los descensos del valor del pH, es
presentada en la Tabla 4.
X

Años M1
g H2SO4/t
Ca acumulado (mg)
7000
6000
5000
4000
3000
2000
M2
g H2SO4/t
1 19,554 0,98
2 0,001 2,46
3 0,001 0,02
4 0,002 0,01
5 0,003 0,00
6 0,002 0,01
7 0,002 0,01
8 0,004 0,01
9 0,005 0,01
10 0,020 0,03
11 0,004 0,00
12 0,004 0,00
13 0,008 0,01
14 0,010 0,01
15 0,012 0,02
TOTALES 19,632 3,60
Tabla 4.- Tasa de Generación de DAR de las
Muestras del Relave Estudiado
MUESTRA WK D - Ca vs SO4
y = 0,1175x - 1,8833
R 2 = 1
1000
0
0 10000 20000 30000 40000 50000 60000 70000
SO4 acumulado (mg)
148
Por otra parte, al graficar el contenido de
calcio acumulado presente en las
soluciones de enjuague versus el sulfato
acumulado, y graficar el punto que
representa las condiciones iniciales de
Calcio y Sulfato en las muestras, éste se
encuentra ubicado en la zona del sulfato;
por lo que, se confirma que el RESIDUO
NO TIENE EL PODER
NEUTRALIZANTE SUFICIENTE! Es
decir, las muestras de relave estudiadas
son “Inestables Químicamente”; por lo
que, al finalizar la operación minera,
deberá llevar adelante la “rehabilitación
ambiental del sitio de disposición”.
Figura 1.- Proyección de la Correlación entre Ca versus Sulfato acumulados de las Prueba
Geoquímica Dinámica de la Muestra M1

Ca acumulado (mg)
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
MUESTRA WK 10 - Ca vs SO4
y = 0,1286x + 0,1825
R 2 = 1
0 10000 20000 30000 40000 50000 60000
SO4 acumulado (mg)
Figura 2.- Proyección de la Correlación entre Ca versus Sulfato acumulados de las Prueba
Geoquímica Dinámica de la Muestra M2
3.- ESTUDIO DE
DESULFURIZACIÓN DE RELAVES
DEL PROCESO
El estudio de desulfurización se basa en
la eliminación de sulfuros por procesos
de flotación de muestras de las colas del
proceso metalúrgico a objeto de
disminuir su grado de inestabilidad
química o aptitud de generación de DAR;
y así, considerar un manejo ambiental de
una pequeña fracción como “colas
generadoras de acidez (concentrado
sulfuroso) que requerirá una disposición
final ambientalmente apropiada y con
149
requerimiento de restauración final; y
otra fracción mayoritaria, “colas estables
químicamente”, para una disposición
final sin medidas ambientales costosas y
sin un requerimiento posterior de
restauración.
La experimentación metalúrgica en sí, se
llevó a cabo de acuerdo a las siguientes
operaciones unitarias: Secado -
Homogeneización, cuarteo y obtención
de muestras representativas para las
diferentes pruebas de desulfurización por
flotación - Pruebas de flotación de
acuerdo a las condiciones siguientes:

Los mejores resultados que se alcanzaron
en las pruebas de desulfurización por
flotación a partir de la muestra de relaves
de descarga del proceso, es resumida en
la tabla siguiente:
Producto %
Peso
% S %
Distrib
. De
Sulfur
o
Espuma
18,1
sulfuros 15,75 4 74,18
Non Float 84,25 1,18 25,82
Alimentació 100,0
n
0 3,85 100,00
Tabla 5.- Balance Metalúrgico de la prueba
de flotación Nº 1,
a un tiempo de flotación de 14 minutos
Por tanto, a la la misma granulometría de
procedencia de las colas es posible
disminuir a 1.18% el contenido de
sulfuros en el producto non float.
Posteriormente, se han determinado el
Potencial Neutro y el Potencial Ácido de
los “productos non float” obtenidos
después de la flotación bulk de sulfuros
realizada a 14, 7 y 3 minutos,
respectivamente; y a partir de dichos
valores, se ha determinado el Potencial
150
Neto de Neutralización. Los resultados
obtenidos se presentan en la tabla 6.
NNP
(kgCaCO3/t)
AP Análisis
NP/AP
Análisis
M2 -108.85 0.09
M2 - 14 Min -28.02 0.24
M2 - 7 Min -31.58 0.20
M2 - 3.5 Min -36.77 0.17
Tabla 6.- Resultado de la Determinación del
Potencial Neto de Neutralización de la
Muestra Colas de Descarga y Productos
Non Float de la Desulfurización
La evaluación de los resultados
obtenidos, de acuerdo a los dos criterios
ya anteriormente señalados, muestran que
todos los productos “non float” SON
GENERADORES DE DAR.
Las Pruebas Geoquímicas Dinámicas,
con los Productos Non Float de la
Desulfurización por Flotación, fueron
realizadas en celdas húmedas;
considerando, ciclos de humidificación
con una duración de 7 días por ciclo. La
Tasa de Generación de DAR, a partir de
los valores del pH obtenidos en las

soluciones de enjuague, es presentada en
la Tabla 7. Estos valores han sido
referidos a gramos de H2SO4 por tonelada
de residuo minero.
Años M2
g
H2S
O4/t
Ca acumulado (mg)
4500
4000
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
M2 -
14
Min
g
H2S
O4/t
M2 -
7
Min
g
H2S
O4/t
M2 -
3.5
Min
g
H2S
O4/t
1 19,55
4 0.002 0.001 0.002
2 0,001 0.003 0.001 0.001
3 0,001 0.002 0.002 0.002
4 0,002 0.005 0.004 0.004
5 0,003 0.012 0.010 0.012
TOTA 19,63
LES 2 0.024 0.018 0.022
Tabla 7.- Tasa de Generación de DAR de los
Productos Non Float del proceso de
Desulfurización
Muestra Non Float 14 Min - Ca vs SO4
y = 0,1284x + 0,0651
R 2 = 1
0 5000 10000 15000 20000 25000 30000 35000
SO4 acumulado (mg)
151
Para averiguar si, en función del tiempo,
la materia básica de los productos non
float obtenidos del proceso de
desulfurización por flotación, será
suficiente para neutralizar la acidez
generada a partir de la presencia de
sulfuros de la muestra, fue necesario
graficar la cantidad de Ca acumulada
versus la cantidad de sulfato acumulada
de las soluciones de enjuague de los
diferentes ciclos. Luego, determinar en la
gráfica, el contenido de Ca total inicial
presente en la muestra que ha sido
sometida a la prueba geoquímica
dinámica; además del contenido inicial
de azufre total de la muestra inicial,
expresado en cantidad de sulfato. Las
figura 3 a 5, muestran el resultado del
procedimiento descrito.
Figura 3.- Proyección de la Correlación entre Ca versus Sulfato acumulados de las Prueba
Geoquímica Dinámica de la Muestra del Non Float M2 - 14 Min

Ca acumulado (mg)
4000
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
4000
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
Muestra Non Float 7 min - Ca vs SO4
y = 0,1223x - 0,2671
R 2 = 1
0 5000 10000 15000 20000 25000 30000 35000
SO4 acumulado (mg)
Figura 4.- Proyección de la Correlación entre Ca versus Sulfato acumulados de las Prueba
Geoquímica Dinámica de la Muestra del Non Float M2 - 7 Min
Ca acumulado (mg)
Muestra Non Float 3.5 min - Ca vs SO4
y = 0,1135x - 0,4475
R 2 = 1
0 5000 10000 15000 20000 25000 30000 35000
SO4 acumulado (mg)
Figura 5.- Proyección de la Correlación entre Ca versus Sulfato acumulados de las Prueba
Geoquímica Dinámica de la Muestra del Non Float M2 - 3.5 Min
De las figuras 3 al 5 presentadas, es
posible deducir los siguientes aspectos:
• Si bien fue posible, a través de
la desulfurización por flotación, la
respectiva eliminación de sulfuros, los
productos non float obtenidos después
152
de 14, 7 y 3.5 minutos, todavía estos son
Residuos Generadores de DAR; puesto
que, en todos los casos, el punto de que
representa las condiciones iniciales de
Calcio y Sulfato en la muestra, se
encuentra todavía ubicado en la zona del
sulfato; aunque, para el caso del

producto non float obtenido mediante
una flotación de 14 minutos, esta
prácticamente sobre la línea de
proyección.
• La desulfurización por flotación
de la fracción sulfurosa, genera
productos non float que NO TIENEN
EL PODER NEUTRALIZANTE
SUFICIENTE! Es decir, será necesario
“mejorar la eliminación de la fracción
sulfurosa” mediante una remolienda o
una etapa de flotación Scarenger después
de los 14 min de flotación Rougher.
• Por la ubicación del punto en la
gráfica, se puede predecir que “no será
necesario” llevar adelante una
remolienda “muy severa” para mejorar
el proceso de desulfurización.
A objeto de llevar adelante una propuesta
de manejo ambiental de las colas; se
decidió realizar pruebas exploratorias de
flotación, sometiendo a remolienda la
muestra de relaves M2 del proceso.
La muestra fue inicialmente clasificada
en malla tyler -150; y el sobretamaño, se
llevó a remolienda hasta que toda la
muestra pase dicha malla. La muestra así
preparada, fue sometida a flotación,
manteniendo las condiciones de
operación y consumo de reactivos de la
flotación de sulfuros llevada a cabo en
tamaño original y durante 14 minutos. El
resultado de esta prueba; y a manera de
balance metalúrgico, se presenta a
continuación:
Producto % Peso % S % Dist.
S
Espuma
sulfuros
17.22 17.07 79.66
Non Float 82.78 0.89 20.04
Cabeza
calculada
100.00 3.68 100.00
153
Tabla 8.- Balance Metalúrgico de la
Desulfurización por Flotación de la Muestra
de Relave de Descarga, previamente
remolida a -150 Mallas Tyler
A partir de los resultados obtenidos en la
prueba de desulfurización por flotación
con la muestra de -150 mallas tyler, se
realizó la prueba geoquímica estáticas. El
resultado de dichas prueba se presenta a
continuación:
NNP
(kgCaCO3/t)
AP Análisis
NP/AP
Análisis
M2 -108.85 0.09
M2 -150 M -13.46 0.51
Tabla 9.- Resultados de las Pruebas
Geoquímicas Estáticas del Relave de
Descarga y de los Productos Non Float de la
Desulfurización con remolienda a -150 y -
200 Mallas por Flotación
Aplicando los criterios de clasificación
de los residuos mineros, se tiene que los
productos non float obtenidos se
encuentran en valores de Potencial
Neto de Neutralización entre – 20 Kg
CaCO3/ton y + 20 Kg CaCO3/ton de
residuo minero (primer criterio) o la
relación de Potencial Neutro/Potencial
Ácido entre menor a 1 y mayor 1
(segundo criterio); por tanto, los residuos
en cuestión se encuentran en la ZONA
DE INCERTIDUMBRE EN CUANTO
A LA GENERACIÓN DE DRENAJE
ÁCIDO DE ROCA.
Es decir, es necesario realizar una Prueba
Geoquímica Dinámica para precisar si el
Residuo Minero es o no generador de
DAR.
Los resultados de la prueba geoquímica
dinámica realizada, son resumidos en la
gráfica calcio acumulado versus sulfato

acumulado que se presenta a
continuación:
Ca acumulado (mg)
5000
4500
4000
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
Muestra Non Float -150 mallas - Ca vs SO4
y = 0,147x + 0,2839
R 2 = 1
0 5000 10000 15000 20000 25000 30000 35000
SO4 acumulado (mg)
Figura 6.- Proyección de la Correlación entre Ca versus Sulfato acumulados de las Prueba
Geoquímica Dinámica de la Muestra de Cola de Descarga, previamente remolida a -150 Mallas
Tyler
De la figura 6 presentada, es posible
deducir los siguientes aspectos:
• A través de la desulfurización
por flotación de la muestra de colas de
descarga sometida a remolienda a -150
mallas tyler, es posible la obtención de
un producto non float NO
GENERADOR DE DAR; puesto que,
el punto de que representa las
condiciones iniciales de Calcio y Sulfato
en la muestra, se encuentra ubicado en la
zona del calcio.
• La desulfurización por flotación
de la fracción sulfurosa, con remolienda
a -150 mallas tyler, genera un producto
non float que TIENE EL PODER
NEUTRALIZANTE SUFICIENTE.
Es decir, se trata de un residuo minero
“Estable Químicamente”.
• Por la ubicación del punto en la
gráfica, se puede predecir que “no será
necesario” considerar medidas de alto
154
costo en la etapa de rehabilitación del
Cierre.
4.- CONCLUSIONES DEL
ESTUDIO DE DESULFURIZACIÓN
DE RELAVES DEL PROCESO
- La desulfurización por flotación
de la fracción sulfurosa, genera
productos non float que NO TIENEN
EL PODER NEUTRALIZANTE
SUFICIENTE!. Es decir, será necesario
“mejorar la eliminación de la fracción
sulfurosa” mediante una remolienda o
una etapa de flotación Scarenger después
de los 14 min de flotación Rougher.
- El llevar adelante la
remolienda de las colas de descarga
a -150 mallas tyler, permitiría
obtener una fracción que representa
cerca del 82% en peso; misma que,

es estable químicamente y por tanto
“no requeriría” medidas
ambientales complicadas en la etapa
de rehabilitación del sitio de
disposición.
- La fracción sulfurosa, que
representa cerca del 18% en peso,
podría ser dispuesta en un área
menor de disposición; que en la
etapa de cierre, requerirá medidas
ambientales de rehabilitación.
155

156

ALTERNATIVAS PARA EL MANEJO DE LA
POLUCIÓN DE AGUAS ÁCIDAS
SUBTERRÁNEAS EN LA MINERÍA DEL COBRE
FERNANDO PARADA , FROILÁN VERGARA, MARIO SÁNCHEZ
RESUMEN
Departamento de Ingeniería Metalúrgica, Universidad de Concepción-Chile.
fparada@udec.cl, fvergar@udec.cl, msanchez@udec.cl
Edmundo Larenas 285, A.P.407-0371, Concepción-Chile
Tel. 56-41-2204202, Fax 56-41-2243418
Se presenta la situación de las principales minas subterráneas chilenas y sus problemas de
contaminación de aguas ácidas subterráneas asociadas a la operación.
Se muestra un barrido de las principales tecnologías existentes para descontaminar y/o
valorizar efluentes acuosos, algunas de las cuales han sido aplicadas en Chile.
El trabajo concluye con una discusión y análisis de las tecnologías con mayor
preponderancia y utilización y que por ende presentan mayor impacto futuro en el
tratamiento de aguas ácidas mineras.
Palabras Claves: minería subterránea, aguas ácidas.
INTRODUCCIÓN
Es conocido el efecto nocivo del Drenaje
Ácido (DAM) en la minería en general y
los efectos negativos en el ambiente
circundante, particularmente cuando
ocurre en lugares aledaños a terrenos
agrícolas. De esta manera, recurso
hídricos superficiales y subterráneos
pueden verse afectado por este fenómeno
ya conocido en las actividades mineras.
157
El caso chileno no es ajeno a la situación
mundial y si bien es cierto, gran parte de
nuestra minería se encuentra en zona
desértica, hay innumerables nuevos
proyectos de minería subterránea que
pueden sufrir consecuencias negativas si
no se toma conciencia de este fenómeno.
Entre las principales características del
DAM pueden ser citados: presencia de

minerales sulfurados, especialmente
piritas, bajos valores de pH, elevadas
concentraciones de iones sulfato e iones
metálicos (Fe, Al, Zn y Mn,
principalmente), presencia de agentes
oxidantes(O2 y Fe 3+ ), siendo uno de los
principales desafíos la remoción del
primero de estos compuestos [1] .
En la publicación “Vulnerabilidad del
agua subterránea frente a la actividad
minera y prevención de la generación de
aguas ácidas de mina” [2] hace referencia
al agua como elemento fundamental en la
formación de aguas ácidas de mina, en
presencia de aire y bacterias, actúa como
reactivo en la oxidación de la pirita, la
cual se encuentra tanto en el mineral,
como en la roca encajonante. Es muy
frecuente, dice, que el material de
desmonte, carente de mineral económico,
esté compuesto por importantes
porcentajes de sulfuros de fierro como la
pirita. Este desmonte generalmente es
acumulado en las bocaminas y botaderos,
y es además el principal constituyente de
los relaves.
Para controlar la generación de aguas
ácidas en las minas, es casi imposible
erradicar la pirita, por lo que es preferible
manejar el ingreso de agua y aire a las
labores mineras, con lo cual puede
reducirse drásticamente el problema.
Existen técnicas preventivas basadas
principalmente en el manejo del agua, las
cuales están referidas a lo siguiente:
• Desvío de aguas superficiales y
subterráneas.
• Sellado con arcilla, compactación del
relleno e impermeabilización de la
superficie de escombreras y relaves.
• Manipulación de la cobertura y
colocación de lechos de caliza.
158
• Inhibición bacteriana mediante
bacterias, detergentes aniónicos,
sustancias orgánicas conservantes, e
inyección alcalina.
Aunque se sabe que los elementos
esenciales para la formación del agua
ácida de mina son el agua, el aire, las
bacterias y la pirita, no existe todavía
ningún método estandarizado para
reducir la producción de estos efluentes
ácidos de mina.
2. SITUACIÓN DE CHILE [3,4]
Actualmente, el 70% de mineral de
Codelco proviene de minas a rajo abierto
y sólo el 30% de subterráneas; sin
embargo, la producción futura de
Codelco en el mediano plazo provendrá
mayoritariamente de minas subterráneas.
En efecto, los proyectos Mina
Chuquicamata Subterránea, en 2018, y
Nuevo Nivel Mina El Teniente, en 2017,
contribuirán a invertir la actual relación
entre producción a rajo abierto y bajo
tierra
2.1 Chuqui Subterránea
Sergio Olavarría, director de Ingeniería
del Proyecto Mina Chuquicamata
Subterránea (PMCHS), que se encuentra
en etapa de factibilidad (ingeniería
básica), explicó que éste “sustenta el
futuro de largo plazo del distrito norte,
por cuanto el proyecto tiene una vida en
torno a 50 años”. Con 1.700 millones de
toneladas de reservas y una ley de cobre
de 0,7%, Chuquicamata Subterránea “es
un proyecto de mañana”, aseveró
Olavarría, porque si bien el rajo dejará de
operar el año 2018, ya el próximo año

2011 deberá iniciarse la construcción de
túneles para Chuquicamata bajo tierra.
“Los ojos del mundo minero están
puestos en este proyecto, porque es la
primera vez en el mundo que se hace un
cambio de método –de rajo a mina
subterránea- de esta envergadura”, dijo
Olavarría, recordando el caso de Palabora
(Sudáfrica), tanto menor.
La inversión total estimada asciende a
US$ 2.000 millones y las dotaciones se
estiman en un máximo de 4.000
personas, tanto para la construcción del
proyecto como para la operación. El peak
de producción asciende a 380 mil
toneladas anuales.
En materia ambiental, el PMCHS es
altamente positivo, toda vez que elimina
en 90% las emisiones de polvo de la
explotación a rajo abierto.
2.2 Nuevo Nivel Mina para El Teniente
“El desafío es abrir una mina debajo de la
mayor mina subterránea del mundo”,
afirmó el gerente del proyecto Nuevo
Nivel Mina (NNM), Jorge Revuelta,
quien señaló que el yacimiento posee
reservas por 2.400 millones de toneladas,
con una ley de 0,84%.
El ejecutivo explicó que el proyecto -que
también se encuentra en fase de
factibilidad, hasta noviembre próximo-
permitirá mantener la capacidad de El
Teniente en las actuales 130 mil
toneladas por día, “pero deja abierta la
159
opción, el año 2024, de iniciar las obras
necesarias para llegar a producir 180 mil
toneladas diarias”.
Con una inversión total estimada de US$
1.650 millones y el desafío de ubicarse
en el primer cuartil de costos de la
industria, las principales obras de NNM
son una rampa de conexión con la mina
actual, plataforma de inicio, túneles de
acceso de personal y de correa de
transporte, sala de chancado y un camino
de acceso de 17 kilómetros, que reducirá
en forma importante los tiempos de viaje.
El proyecto incorporará tecnología de
automatización de procesos y monitoreo
a distancia, reduciendo la exposición de
trabajadores a riesgos laborales.
3. GENERACIÓN DE AGUAS
ÁCIDAS
Las aguas ácidas se originan por la
oxidación espontánea de piritas y otros
sulfuros asociados a ellas en presencia de
agentes oxidantes enérgicos (O2 y Fe 3+ ).
Este hecho es característico de las
explotaciones de menas metálicas,
carbones, uranio y en general, de
cualquier explotación cuyas escombreras
sean ricas en sulfuros.
La Figura a continuación muestra los
principales aspectos de la generación de
aguas acidas de mina [5] .

En una primera etapa se genera acidez y
rápidamente se neutraliza en las etapas
iniciales cuando la roca que contiene
minerales sulfurados es expuesta al
oxígeno y al agua. El drenaje de agua es
casi neutro.
Es fundamentalmente un período de
oxidación electroquímica. El oxígeno es
el oxidante principal, al producir sulfato
y acidez a partir de la oxidación de los
minerales sulfurados.
Los minerales carbonatados, como la
calcita (CaCO3) presente en la roca,
neutralizan esta acidez y mantienen
Figura 1. Etapas en la generación del drenaje ácido.
160
condiciones que van de neutras a
alcalinas (pH >7) en el agua que fluye
desde la roca.
La oxidación electroquímica del hierro
ferroso es rápida a un pH igual o superior
a 7 y el hierro férrico se precipita de la
solución como un hidróxido. La
velocidad de oxidación electroquímica de
la pirita es relativamente baja, comparada
con las etapas posteriores de oxidación,
ya que el hierro férrico no contribuye
como oxidante. En esta etapa, el agua de
drenaje se caracteriza generalmente por
niveles elevados de sulfato, con pH
cercano al neutro.

En una segunda etapa y medida que
continúa la generación de ácido y se
agotan o se vuelven inaccesibles los
minerales carbonatados, el pH del agua
disminuye y el proceso se encamina
hacia su segunda etapa. Cuando el pH
del microambiente disminuye por debajo
de 4,5 ocurren reacciones de oxidación
tanto electroquímica como biológicas. A
medida que la velocidad de generación
de ácido se acelera en las etapas II y III,
el pH disminuye progresiva y
gradualmente.
Los niveles de pH relativamente
constantes representan la disolución de
un mineral neutralizante que se vuelve
soluble a ese nivel de pH. Si la oxidación
continúa hasta que se haya agotado todo
el potencial de neutralización, se
presentarán valores de pH alrededor de
2.5. A estos pH el Fe(III) no precipitará
como hidróxido y por lo tanto se
mantendrá en solución, actuando en las
reacciones de oxidación indirecta.
Ya en una tercera etapa, y a medida que
los minerales alcalinos se consumen, se
produce acidez a mayor velocidad que
alcalinidad, el pH se vuelve ácido. Las
reacciones dominantes se transforman de
oxidación electroquímica a
principalmente oxidación biológicamente
catalizada. De las reacciones de
oxidación sulfurosa, se produce hierro
ferroso, que se oxida biológicamente y se
convierte en hierro férrico. Este, a su
vez, reemplaza el oxígeno como el
oxidante principal.
En esta etapa, la velocidad de oxidación
es considerablemente más rápida que en
la Etapa I. El descenso del pH
incrementa la velocidad de oxidación con
un aumento de velocidades de 10 a un
161
millón de veces más que aquéllas
generadas por oxidación electroquímica.
En esta etapa, el agua de drenaje es
generalmente ácida, caracterizada por
sulfatos y metales disueltos en
concentraciones elevadas. El hierro
disuelto se presenta como hierro ferroso
y férrico
En algún momento en el futuro, décadas
y –posiblemente- siglos después del
inicio de la generación de estos ácidos, la
velocidad disminuirá con la oxidación
completa de los sulfuros más reactivos y
el pH se incrementará hasta que la roca
se torne sólo ligeramente reactiva y el pH
del agua de drenaje no sea afectado.
El tiempo para cada etapa sucesiva puede
variar de un período de días a cientos de
años, dependiendo de los factores que
controlen la generación de ácido.
La oxidación del ión ferroso ocurre en
principio con y sin acción bacteriana. A
medida que baja el pH, se incrementa la
importancia relativa de la actividad de las
bacterias, entre las que destaca la
Thiobacillus ferrooxindans. Por debajo
de pH=3-4, sólo se produce la oxidación
bacteriana.
El principal problema relacionado con el
drenaje ácido de minas es su afección a
los suelos y las aguas superficiales y
subterráneas. Además de la modificación
del pH, el carácter ácido de estas aguas
conlleva una mayor capacidad para poner
en disolución metales (hierro,
manganeso, arsénico, cobre, cinc, níquel,
etc.). El resultado puede ser una
degradación extrema del ecosistema
acuícola o la imposibilidad de uso de las
aguas para abastecimiento, no solo
urbano sino incluso industrial, dado el

carácter corrosivo que presentan sobre
estructuras metálicas y de hormigón.
La figura que se muestra a continuación
muestra un aspecto real de contaminación
de aguas por drenaje ácido.
Figura 2. Contaminación de aguas por
drenaje ácido.
4. CONTROL Y PREVENCIÓN DE
LA CONTAMINACIÓN DE AGUAS
El problema de generación de aguas
ácidas de mina puede enfocarse desde
dos perspectivas: prevención y
tratamiento. En este trabajo abordaremos
el tema de la prevención.
Las técnicas de prevención tratan de
evitar que se den las condiciones que
propician la oxidación de los sulfuros, lo
cual se consigue básicamente por tres
posibles vías:
Barreras aislantes.
Métodos químicos.
- Inhibición bacteriana.
4.1 Barreras aislantes
Se pueden citar la revegetación de
terrenos y las barreras frente al agua y el
oxígeno. El acondicionamiento y
162
revegetación mitiga la llegada de agua y
oxígeno a los sulfuros, conociéndose
casos en los que se reduce hasta en un
50% la generación de aguas ácidas. Se
trata por lo tanto de un método de
atenuación del problema.
Las barreras frente al agua pasan por la
impermeabilización de la superficie y los
taludes de las escombreras. Normalmente
es necesario además regularizar las
pendientes para disminuir la erosión. Los
materiales utilizados para el cubrimiento
son diversos: arcillas, tierras
compactadas, láminas sintéticas etc. La
arcilla, cuando se dispone
convenientemente y las láminas
sintéticas, son los materiales que más
garantías ofrecen como
impermeabilizantes, siendo inferior el
coste de la primera.
La Figura a continuación muestra la
instalación de barreras de escurrimiento
para prevenir la acción de aguas acidas.
Figura 3. Barreras protectoras para evitar
escurrimiento de aguas acidas.
Adicionalmente y según la configuración
orográfica en el entorno de la
escombrera, puede ser necesario el
practicar y mantener canales de guarda
(perimetrales), con el objeto de que las

aguas de escorrentía que fluyan desde las
laderas colindantes no entren en contacto
con los residuos.
Aparte de lo anterior (una
impermeabilización eficaz también aísla
el residuo del aire) el aislamiento
respecto al aire se consigue
fundamentalmente mediante lámina de
agua. Este método se aplica en las balsas
y presas de residuos, así como en
explotaciones abandonadas, tanto a cielo
abierto como subterráneas, si bien en este
caso no cabe hablar de método aplicado
sobre residuos. Considerando la primera
de las reacciones anteriormente señaladas
en la generación del drenaje ácido, se
comprueba que el agua y el oxígeno son
necesarios para desencadenar el proceso.
La inmersión de los residuos bajo lámina
de agua tiene por objeto aislar a los
sulfuros del contacto con el oxígeno
atmosférico y para conseguir tal fin, se
precisa que no exista renovación (flujo)
de las aguas en contacto con los residuos.
Inicialmente, el oxígeno disuelto en el
agua reaccionará con los sulfuros según
las reacciones ya expresadas. El consumo
de este oxígeno, la ausencia de
renovación y la baja difusividad de este
elemento en el agua, determinan el
establecimiento de un ambiente anóxico
en el entorno de la masa de sulfuros que
impide el avance del proceso.
4.2 Métodos químicos
Entre los métodos químicos para
combatir la generación de aguas ácidas
destacan la adición alcalina y la adición
de fosfatos.
El efecto de la adición alcalina es triple;
por una parte, se consigue en mayor o
menor medida la neutralización de las
163
aguas ácidas producidas. Por otra parte,
las bacterias que oxidan el hierro
precisan de un ambiente ácido para
desarrollar su función. Además de lo
anterior, a niveles de pH cercanos a
neutro, se favorece la precipitación del
hierro férrico, dando lugar a una pátina
de recubrimiento sobre la superficie de
los sulfuros que dificulta su ulterior
oxidación.
A estos efectos, se utilizan generalmente
sustancias como el hidróxido sódico
(Na0H), roca caliza (CO Ca), cal (CaO,
3
Ca(OH) ) y carbonato sódico (Na CO ).
2 2 3
La disposición de estos compuestos
alcalinos puede llevarse a cabo
interestratificándolos con los materiales
de la escombrera o mezclados con ellos.
Pueden igualmente colocarse como
material de cubrimiento, facilitando la
revegetación de la superficie de la
escombrera si se ha contemplado la
misma y es conveniente en todo caso,
mezclar compuestos alcalinos de
diferente solubilidad, de suerte que se
procure una adición de álcalis continua
en el tiempo.
El aporte de fosfatos en escombreras que
contengan sulfuros, propicia la formación
de fosfatos de hierro insolubles, lo que
disminuye el hierro férrico disponible y
ralentiza el proceso general de oxidación
de la pirita.
4.3 Métodos de inhibición bacteriana.
En esencia se trata de inhibir la actividad
de la bacteria Thiobacillus ferrooxidans,
responsable en gran medida del proceso
de generación de aguas ácidas. Esta
inhibición se aborda mediante la
aplicación a la masa de residuos de

surfactantes aniónicos o ácidos
orgánicos.
Entre los primeros destaca el Sodio
Lauril Sulfato (SLS), que se administra
diluido mediante irrigación de las
escombreras. Este compuesto ha
mostrado ser muy eficaz, pero con un
margen temporal de acción muy limitado
(meses).
Para conseguir efectos de mayor
duración, superiores a cinco años, se han
desarrollado bactericidas de efecto
retardado, que consisten en pellets o
pastillas de tamaño centimétrico y
constan de una matriz polimérica, un
agente activo y otros compuesto
químicos que se disuelven
paulatinamente, percolando en la masa de
residuos y creando un efecto continuo en
el tiempo.
5. DISCUSIÓN
El Drenaje Ácido de Minas (AMD) es un
fenómeno recurrente en la minería de hoy
y que puede causar problemas graves en
la disolución de metales pesados y
contaminar aguas abajo los efluentes
liquidos. Este fenómeno se torna más
nocivo cuando la contaminación alcanza
efluentes naturales utilizados para
regadío y mantención de predios
agrícolas. Los metales pesados
arrastrados son captados por las plantas
(legumbres, frutas) que posteriormente
son ingeridas por los animales y seres
humanos en particular, siendo estos
metales acumulativos en el organismo
vivo, produciendo graves alteraciones de
salud, cáncer entre otras.
Sin embargo el Drenaje Ácido es hoy
mucho más manejado que antes, y por de
164
pronto si se toman las precauciones del
caso, puede minimizarse largamente su
efecto. Hoy existen tecnologías que
permiten controlarlo de tal manera que
sus efectos sean mínimos.
Conviene citar en esta presentación el
caso de la minera El Teniente de
Codelco-Chile, que teniendo un problema
de drenaje ácido al interior de su mina
subterránea, supo revertir una situación
negativa y transformar un problema en
un fenómeno rentable que agrega valor a
la empresa. En efecto, constatada la
presencia de soluciones acidas
permanentes al interior de las
instalaciones, y como producto del
escurrimiento natural por la humedad
asociada al lugar en que se encuentran los
recursos, esto es en la alta cordillera, se
comenzó a canalizar adecuadamente
estos efluentes para posteriormente
recuperar los metales valiosos,
particularmente el cobre.
Hoy se ha optado incluso por agregar
artificialmente agua en la época estival,
para contar con un flujo permanente de
solución conteniendo los metales a
recuperar. Es una forma positiva de ver
un problema ambiental que podría ser
muy negativo.
La situación de drenaje ácido pasa en
primera instancia por una buena
caracterización de la situación para
posteriormente optar por diferentes
alternativas, las que podrían ser
minimizar el efecto de cada uno de los
reactivos participantes y detener la
generación, o, al estilo de lo realizado en
El Teniente, optar por una recuperación
de los metales disueltos, lo que dara aún
más valor a la operación minera.

AGRADECMIENTOS
Los autores participantes en esta
publicación, agradecen el soporte de la
Red MASyS para la participación en la
reunión de Oruro, que permitirá generar
redes mayores de contacto para
REFERENCIAS
165
desarrollar una minería subterránea
sustentable.
[1] CADORIN, LUCIANA et al. Avances en el Tratamiento de Aguas Ácudas de Minas.
Scientia et Technica Año XIII, No 36, Septiembre de 2007. Universidad Tecnológica de
Pereira. ISSN 0122-1701.
[2] TOVAR PACHECO, JORGE A. Revista Latino-Americana de Hidrogeología, Nº.3,
p.99-109.
[3] http://chile-hoy.blogspot.com/2010/04/
mineria-subterranea-pilar-del-futuro-de.html
[4] Residuos Mineros, Ingeniería ambiental 2006-07, Programa Operativo Integrado de
Andalucía (Marco FEDER 2000-2006).
[5] ESCOBAR, BLANCA. Curso Ingeniería Ambiental.

166

CONTROL DE LAS AGUAS DURANTE LA
EXPLOTACIÓN MINERA SUBTERRÁNEAS EN
CUBA
CONTROL O DAS AGUAS DURANTE A
EXPLORAÇÃO MINEIRA SUBTERRÁNEA EM
CUBA
* DIOSDANIS GUERRERO ALMEIDA
** ARMANDO CUESTA RECIO
* Doctor en Ciencias Técnicas. Ingeniero en Minas. Profesor Auxiliar del Departamento de Minas
del Instituto Superior Minero Metalúrgico de Moa “Dr. Antonio Núñez Jiménez”. Las Coloradas
S/N. Moa. Holguín. Cuba. CP: 83329. Telef.: (53) (24) 60- 6678. Fax. (53) (24) 60-8190. e-mail:
dguerrero@ismm.edu.cu; dguerrero2006@yahoo.es
** Doctor en Ciencias Técnicas. Ingeniero en Minas. Profesor Asistente del Departamento de Minas
del Instituto Superior Minero Metalúrgico de Moa “Dr. Antonio Núñez Jiménez”. Las Coloradas
S/N. Moa. Holguín. Cuba. CP: 83329. Telef.: (53) (24) 60- 6678. Fax. (53) (24) 60-8190. e-mail:
acuesta@ismm.edu.cu
RESUMEN
El presente trabajo está relacionado con el tratamiento que reciben las aguas que
dificultan la explotación minera subterránea en Cuba. Forma parte de un grupo de
investigaciones que reflejan la necesidad de ejecutar acciones encaminadas a
mitigar la contaminación ambiental producida por la pequeña y mediana minería.
Para su realización fue necesario el uso de métodos observacionales y
experimentales, a partir del uso de tecnologías y equipos multidisciplinarios.
Para darle cumplimiento a los objetivos propuestos, se aplicó una metodología de
trabajo dirigida a la búsqueda de información, visitas a minas activas e inactivas,
túneles hidrotécnicos, trabajos de campo, análisis y procesamiento de los
resultados; con lo cual se pudo determinar las alternativas aplicadas para mitigar el
impacto ambiental ocasionado por la irrupción del agua en los frentes de extracción
minera, así como garantizar una mayor seguridad durante el laboreo de los
yacimientos estudiados.
Palabras claves: tratamiento de las aguas subterráneas, explotación minera
subterránea.
167

RESUMEM
O presente trabalho está relacionado com o tratamento que recebem as águas que
dificultam a exploração mineira subterrânea em Cuba. Forma parte de um grupo de
investigações que mostram a necessidade de executar ação encaminhada a
caracterizar a contaminação ambiental produzida por a pequena e meios mineiras.
Para sua realização foi necessário o uso de métodos observativos e experimentados,
a partir de uso de tecnologia e equipamentos multidisciplinares.
Para dar o comprimento aos objetivos propostos, se aplica uma metodologia de
trabalho dirigida a procura de informação, visitas as minas ativas e inativas, túneis
hidrotécnicos, trabalhos de campos, análises e processamentos de resultados, com o
qual se pode determinar as alternativas aplicadas para caracterizar o impacto
ambiental ocasionado por irrupção de águas em frente de extração mineira, assi
como garantir uma maior segurança durante sua elaboração de xazijo estudados.
Palavras chaves: tratamentos de águas subterrâneas, exploração mineira.
1. INTRODUCCIÓN
En la región oriental de Cuba, se
localizan una serie de excavaciones
mineras relacionadas con la explotación
de yacimientos metalíferos y no
metalíferos, así como el traslado de
grandes cantidades de agua procedentes
de las cuencas hidrográficas ubicadas en
dicha zona montañosa. Estas
excavaciones generalmente se laborean al
nivel del acuífero o por debajo de éste, en
un macizo rocoso constituido en su
mayor parte por rocas básicas y
ultrabásicas, específicamente gabros,
harzburgitas y peridotitas, con algunas
intercalaciones de rocas de formaciones
calcáreas, Cuesta, (2011).
El intenso agrietamiento y la presencia de
varias fallas en el macizo, facilitan la
circulación de agua por el interior de
estas obras, a la vez que la topografía del
terreno favorece un abundante
escurrimiento superficial. La
combinación de ambas características en
las áreas donde se laborean, condiciona la
existencia de zonas susceptibles a la
168
inestabilidad por infiltración del agua y,
unido a ello, la ocurrencia de
inundaciones parciales y derrumbes, por
la pérdida de resistencia de las rocas o
por el lavado del relleno de las grietas.
En investigaciones realizadas en minas
activas e inactivas, así como en túneles
hidrotécnicos de esta región, se han
detectado algunas zonas inestables,
asociadas a la presencia de agua, que
constituyen áreas de riesgo y no fueron
detectadas previamente durante la etapa
de exploración geológica.
Estudios recientes abalan la aplicación de
métodos para implementar el control de
las aguas subterráneas. Un primer grupo
está relacionado con el diseño y
construcción de excavaciones mineras
para la evacuación o expulsión al
exterior de las aguas que afectan el
laboreo minero, lo cual sirve como
mecanismo regulador de este fenómeno,
(Guerrero, 2011).

Otros métodos sugieren previamente la
delimitación de zonas susceptibles por la
infiltración del agua en la traza de las
excavaciones, o en su área de influencia,
lo cual permitiría la implementación de
técnicas eficaces para el control de las
afectaciones que por esta causa se
produjeran en las excavaciones.
Aunque la mayoría de ellos se apoyan en
la aplicación de Sistema de Información
Geográfica (SIG) y otras herramientas
cartográficas, centran su atención en la
estabilidad y la excavabilidad del macizo,
pero no consideran soluciones para
controlar los problemas relacionados con
la circulación del agua a corto ni a largo
plazo.
Estos y otros temas son los explicados en
el presente trabajo, el cual está
relacionado con mostrar el tratamiento
que reciben las aguas que dificultan la
explotación minera subterránea ubicadas
en la zona oriental del norte de Cuba.
2. INFORMACIÓN GENERAL
SOBRE LA REGIÓN
La región oriental de nuestro país ocupa
una superficie total de 36617,3 Km 2 , lo
que representa el 33,03 % del territorio
nacional. Su gran variabilidad geológica,
así como ubicación en nuestro
archipiélago, ha posibilitado la formación
de yacimientos minerales de diversos
tipos, tanto metálicos como no metálicos
y tanto endógenos como exógenos, los
que presentan marcadas regularidades
espacio-temporales en su distribución,
respondiendo a la zonación tectónica; de
ahí que se considere desde el punto de
vista geológico como un macizo
heterogéneo, (ver Figura 1).
169
GOLFO DE
GUACANAYABO
MAR CARIBE
OCEANO ATLANTICO
BAHÍA DE NIPE
Figura 1. Geología general de la región
oriental de Cuba, (NANC, adaptado por
Guerrero, 2003).
En las rocas básicas y ultrabásicas de
dicha región aparecen yacimientos de
cromo, cobre, y oro disperso en
listvanitas. En la Región Nipe-Cristal-
Baracoa se desarrollan yacimientos
exógenos de lateritas de hierro, niquel y
cobalto, formados en las cortezas de
intemperismo jóvenes a partir de las
ultrabasitas serpentinizadas. Las más
características y que presentan una de las
mayores reservas de Níquel en menas
silicatado-oxidadas a nivel mundial.
Los complejos de los arcos volcánicos
(Cretácico y Paleógeno) incluyen
yacimientos de stock-work de cobre,
manganeso, así como pequeños
yacimientos de hierro en skarns; vetas
auríferas y mineralización diseminada de
cobre y molibdeno (cobre porfírico).
Los yacimientos de skarn de hierro se
formaron en las zonas de excontacto, y el
cretácico superior en menor grado,
mientras que los yacimientos de otros
tipos mencionados fueron formados
como consecuencia de la intrusión de
diques de composición ácida y media,
ocurrida durante la fase orogénica del
eoceno medio Superior. Ejemplo de

estos, son los yacimientos de manganeso,
asociados a las rocas vulcanógenosedimentarias
del arco vulcanopaleogénico
ubicados en la región.
Los yacimientos de minerales no
metálicos se presentan no sólo en los
depósitos del margen continental, sino en
otras zonas estructuro-faciales. Son
típicos de esta zona los yacimientos de
caolín ubicados en la provincia de Las
Tunas y feldespatos de Holguín. En
numerosos lugares existen rocas
vulcanógeno-sedimentarias de los arcos
volcánicos que presentan alteraciones y
condujeron a la formación de
yacimientos de zeolitas, tales como los de
la provincia de Santiago de Cuba.
Los depósitos de minerales no metálicos
se encuentran en todas las zonas
estructuro-faciales de la región oriental,
donde aparecen yacimientos y
manifestaciones de mármol, rocas
ornamentales, materiales de
construcción; así como otras rocas
ultrabásicas empleadas con el mismo
propósito. Las calizas y otras rocas
carbonatadas localizadas en esta zona, se
emplean en gran medida para la
construcción y como materia prima para
la producción de cemento en las 5
provincias orientales.
Elemento característico de esta zona lo
constituye además su red fluvial,
determinada por la influencia de
diferentes factores físicos-geográficos,
tales como las precipitaciones, las
condiciones geomorfológicas y
geológicas, la cubierta vegetal, las
propiedades hidro-físicas de los suelos,
entre otras.
Las zonas bajas y pantanosas de la región
oriental se localizan principalmente,
170
hacia la costa oeste de la provincia
Granma presentando anchos variables
que no exceden unos cuantos kilómetros
y su alimentación generalmente proviene
no solo de las precipitaciones y los ríos
que en esta desembocan, sino también del
escurrimiento subterráneo de zonas
aledañas.
La mayoría de los ríos presentes en esta
región no son caudalosos, (ver Tabla 1).
El volumen de agua que transportan es
muy irregular y en consecuencia, sus
niveles varían mucho en el transcurso del
año; durante el período de las lluvias
aumentan su caudal produciendo a veces
peligrosas inundaciones, en las estaciones
de sequía, su flujo disminuye
considerablemente en muchos casos.
Tabla 1. Parámetros morfométricos de
algunos ríos ubicados en la región oriental,
(NANC, adaptado por Guerrero, 2003).
Ríos
Área de
la
cuenca,
(Km 2 ).
Longitud
del cauce
principal
(Km)
Ancho
medio
de la
cuenca
(Km).
Manatí 70,0 28,0 2,50
Cacoyugüin 240,0 46,0 5,22
Tacajó 620,0 54,0 11,50
S. de Tánamo 1174,0 89,0 13,20
Toa 1053,0 118,0 8,92
Sevilla 743,0 92,0 8,08
Jobabo 606,0 66,1 8,85
Cauto 8969,0 343,0 26,10
Salado 2285,0 120,0 19,0
Guaninicún 640,0 56,0 11,40
Contramaestre 958,0 92,0 10,40
Bayamo 690,0 115,0 8,50
Buey 531,0 90,0 5,90
Guá 906,0 75,0 12,10
Turquino 113,0 19,0 5,95
Guantánamo 1221,0 98,0 12,50
Yateras 667,0 76,0 8,78
La distribución pluvial es uno de los
factores más importantes en la
determinación del régimen de los ríos
cubanos. La configuración del relieve y
el tipo de roca que lo constituye, también

ejercen influencia en la desigual
distribución del escurrimiento de las
aguas superficiales (ejemplo, el Toa, de
la provincia de Guantánamo); de un área
montañosa de rocas duras, igneas y
metamórficas, de poca permeabilidad, lo
que se une al hecho de que su cuenca
recibe grandes lluvias, todo lo cual da por
resultado que sea el río más caudaloso de
Cuba. Sin embargo, el río Cauto ubicado
en la provincia de Santiago de Cuba y
Granma, posee una cuenca 8 veces mayor
y su caudal es menor, (ver Tabla 2).
Tabla 2. Cuencas hidrográficas existentes en
la región oriental de interés nacional, ONE-
AMA, adaptado por Guerrero, (2003).
Cuenca
Extensión
Superficial
(Km 2 )
Población
(Mhab)
Cauto 9540,0 1167,4 652
Gtmo-
Guaso
2347,0 410,0 78
Toa 1061,0 12,4 29
Focos
contam.
(U)
Por lo general, parte del agua que cae
sobre el suelo se infiltra por las
porosidades de las rocas y forma las
cuencas y depósitos subterráneos, las que
abastecen a las corrientes fluviales aún en
el período seco y afectan en gran medida
el laboreo de los yacimientos minerales
ubicados en la región.
3. CUESTIONES GENERALES
SOBRE LA EXPLOTACIÓN
MINERA DE LA REGIÓN
Desde épocas precolombinas, esta región
ha sido explotada por diversas compañías
171
mineras nacionales o extranjeras. En cada
uno de estos yacimientos se aplicaron o
se están aplicando modos de explotación
a cielo abierto, subterráneo o combinados
según corresponda. De acuerdo a las
características físico-mecánicas del
macizo, la tecnología aplicada en cada
caso está relacionada con la utilización
de maquinaria y explosivos para el
desarrollo de los procesos productivos
principales y auxiliares de las minas.
Estas compañías en su gran mayoría se
han encontrado con la presencia de agua
durante la explotación de los yacimientos
antes mencionados. Actualmente
encontramos más me 150 minas activas e
inactivas que así lo demuestran, (ver
Figura 2).
Figura 2. Ubicación geográfica de las
principales minas de la región oriental de
Cuba, (Guerrero, 2003).
Como característica distintiva de estas
minas se señala la presencia de agua en
muchas de sus excavaciones, las cuales
se tuvieron que fortificar para garantizar
la seguridad de los trabajos mineros, (ver
Figura 3).

Figura 3: Derrumbe en excavaciones
mineras subterráneas donde está presente el
agua, ECM, (2009).
Según Cuesta (2011), este factor ha
provocado numerosas afectaciones al
macizo rocoso, entre las cuales se
señalan:
• Perdida de estabilidad de la
excavaciones.
• Problemas con la calidad de las
voladuras.
• Costos adicionales para el tratamiento
de las filtraciones.
• Atraso del cronograma de ejecución y
puesta en explotación.
• Afectación por exceso de húmeda de
los recursos existentes en las obras.
• Degradación de las propiedades de las
rocas y cambio en sus características
(deterioro).
• Disminución del periodo de
mantenimiento.
• Afectación al medio ambiente.
• Afectación a la salud humana.
• Aumento de los costos generales
•
Como parte de las alternativas utilizadas
para mitigar dichos problemas y con ello
mantener un control de las aguas durante
la explotación minera subterráneas en
esta región, se han puesto en práctica
172
numerosas alternativas agrupadas en dos
métodos fundamentales:
• Laboreo de excavaciones auxiliares
para el desagüe de los frentes de
arranque.
• Utilización de software, para delimitar
las zonas susceptibles por la infiltración
del agua en la traza de las excavaciones,
o en su área de influencia.
•
A continuación se explican cómo se
aplicaron cada uno de ellos en esta región
minera cubana.
4. LABOREO DE EXCAVACIONES
AUXILIARES PARA EL DESAGÜE
DE LOS FRENTES DE ARRANQUE
Durante la explotación minera
subterránea de los yacimientos asociados
a minerales metálicos, (cobre, cromo,
hierro, etc.), de la región oriental, los
frentes de extracción se han visto
afectados por la presencia de grandes
volúmenes de agua.
Ejemplo de lo anterior lo constituye la
mina subterránea “Merceditas”, ubicada
en el noreste de la provincia de Holguín,
y cuya producción anual superaba las 40
000 Ton de cromo refractario.
Al realizar un análisis de esta zona
geográfica se aprecia que la red
hidrográfica en la cual está enclavada la
mina, está bien desarrollada, representada
por el río Jaragua y algunas cañadas, las
que drenan en épocas de extensas lluvias,
aunque permanecen secas en épocas del
año de escasas precipitaciones, a su vez
este río es el afluente del río Jiguaní.
Desde el punto de vista hidrogeológico,
las condiciones del yacimiento son
sencillas, ya que las rocas que se
encuentran en el mismo son acuíferas.

Estas se corresponden con el tipo de
litología presente, lo que permite afirmar
que la presencia de agua en las obras se
producía por manantiales presentes en las
zonas fracturadas. Las aguas presentes en
la mina son de baja mineralización,
0.1g/L, su pp es ligeramente básico entre
7.5 - 7.8, clasificándose como aguas
hidrocarbonatadas magnésicas e
hidrocarbonatadas cloruradas. Los
mayores gastos medios corresponden con
las épocas de mayores precipitaciones,
llegando hasta 1.5g/L (126 m 3 /días).
Teniendo en cuenta estos elementos y el
incremento del agua en las excavaciones
mineras, producto a la irrupción en la
mina del río Jaragua como resultado de
un deslizamiento de la ladera de la
montaña, fue necesario el diseño y
construcción de un socavón auxiliar de
desagüe ubicado por debajo de la cota del
socavón principal de transporte M-1, (ver
Figura 3).
Figura 3. Plano general de la mina
“Merceditas”, Guerrero, (2005).
Con esta variante se logró incorporar al
río Jaragua el agua que penetraba a la
mina así como disminuir los riesgos
producidos por su afluencia en los frentes
de arranque. De esta manera, a este
173
caudal se sumaban además aquellas
provenientes de los mantos freáticos que
eran atravesados por las perforaciones
durante el laboreo minero.
5. UTILIZACIÓN DE SOFTWARE,
PARA DELIMITAR ZONAS
SUSCEPTIBLES POR LA
INFILTRACIÓN DEL AGUA
Esta variante fue aplicada en túneles
hidrotécnicos de esta región, para
seleccionar los métodos idóneos de
impermeabilización e incrementar la
estabilidad del macizo rocoso. Estas
excavaciones presentan una longitud de
más de 700 m y sección transversal
ovoidal, altura que oscilan entre 5-6 m y
ancho de 6-6,50 m; el arranque de la roca
se realiza por perforación y voladura.
Para delimitar las zonas susceptibles a la
inestabilidad por infiltración en cada
túnel, se aplicaron los métodos de
análisis geomecánico de macizos rocosos
RQD de Deere y Jv de
Palmström,Palmström (1982); Hoek
(2007), fundamentalmente, se
combinaron con estudios hidrogeológicos
básicos y con la cartografía digital.
5. 1 Obtención del Modelo Digital del
Terreno (MDT)
Para la aplicación de este método se
determinaron las características
orográficas, hidrográficas,
hidrogeológicas y tectónicas del área
objeto de estudio, con el fin de identificar
los rasgos morfológicos del relieve,
elevaciones, presencia de vaguadas y
ríos. Para ello, se utilizó un
levantamiento topográfico, a escala 1: 1
000, del área de influencia de cada túnel,
para obtener el modelo digital del terreno
(MDT) del área bajo el cual se diseñó la

obra. El MDT abarcó hasta 200 metros a
ambos lados, en dirección perpendicular
al eje de la excavación, con el fin de
determinar los rasgos morfológicos
alineados en el terreno que indican la
presencia de discontinuidades en el
macizo rocoso.
A partir de la rejilla creada con los datos
del levantamiento topográfico y
utilizando el método simplificado
propuesto por Moore et al. (1993), se
determinó la pendiente entre puntos y se
generó el mapa de pendientes. Se
confeccionó además un mapa de
vectores, a partir del gradiente entre
puntos y mediante la aplicación de la
primera derivada direccional a cada nodo
del modelo digital (Schwartz, 1974), con
el fin de obtener las direcciones
preferenciales del movimiento de las
aguas superficiales; para ello se utilizaron
los módulos Terrain Slope y Map Vector,
del Surfer, los que permiten obtener
información sobre la divergencia y
acumulación de flujos de aguas y la
susceptibilidad a procesos erosivos.
Se realizaron también trabajos de campo
para caracterizar las condiciones
geomecánicas y estructurales del macizo
rocoso, midiéndose así los elementos de
yacencia de discontinuidades, como
estratificación, agrietamiento, planos de
fallas, zonas de cizalla; se utilizaron
además datos de perforaciones
geológicas correspondientes a
investigaciones realizadas en el año 1991
por la Empresa de Investigaciones y
Proyectos Hidráulicos de Holguín.
Con la información recopilada de los
trabajos de campo y la digitalización de
algunos elementos tectónicos se generó el
mapa tectónico, el diagrama de roseta y
la representación estereográfica de las
174
discontinuidades del terreno. Los mapas
hidrogeológicos se crearon a partir de los
datos de permeabilidad, nivel del
acuífero y presión hidrostática de los
flujos subterráneos obtenidos mediante
mediciones y ensayos a presión o a partir
del coeficiente de permeabilidad.
5. 2 Determinación de las zonas
susceptibles
Para determinar las zonas susceptibles en
el eje del túnel y su área de influencia, se
empleó el método heurístico, en el cual, a
partir de la identificación de variables
que inciden en los procesos de
infiltración y control del agua se realiza
un análisis matricial de cada grupo
clasificado, Leroi (1996); Almaguer
(2005); Bonachea (2006), Cuesta, 2011,
(ver Tablas 3, 4, 5 y 6).
Tabla 3. Características de la superficie
(Matriz factor A).
Clase Descripción Susceptibilidad
Zonas de
I acumulación 1
II
III
IV
de aguas
Zonas de
pendientes (i)
entre 0 y 3%
Zonas de
pendientes (i)
entre 3 y 5%
Zonas con
pendiente (i) >
5%
0,6
0,3
Tabla 4. Características de la zona de falla
(Matriz factor B).
Clase Descripción Susceptibilidad
I
Zona triturada
(milonitas),
espaciamiento
< 20 mm
0
1

II
III
IV
Zona de muy
agrietada a
agrietamiento
medio (20 y
200 mm)
Zona poco
agrietada,
espaciamiento
entre 200 y
500 mm
Zona
agrietada,
espaciamiento
> 500 mm
0,6
0,3
Tabla 5 Características de la permeabilidad
(k, m/día) (Matriz factor A1)
Clase Descripción Susceptibilidad
I Rocas
fuertes
muy 1
II
permeables k
> 100
Rocas
fuertes
permeables k
10-100
0,75
III Rocas
permeables
agrietadas k
1-10
0,50
IV Rocas poco 0,25
V
permeables k
0,1-1
Rocas
prácticamente
impermeables
k 0,01-0,1
0
Tabla 6. Características del agrietamiento
(Matriz factor B1)
Clas
e
Descripción
Susceptibilid
ad
I
Zona triturada
espaciamiento<
1
0
175
II
III
IV
V
20 mm
Zona muy
agrietada
espaciamiento
20 y 100 mm
Zona de
agrietamiento
medio
espaciamiento(1
00 y 200 mm)
Zona poco
agrietada
espaciamiento
200 y 500 mm
Zona agrietada
espaciamiento
> 500 mm
0,75
0,50
0,25
Asimismo, para la superposición de los
mapas temáticos que contienen los
principales factores condicionantes de
susceptibilidad del túnel a fenómenos
relacionados con la presencia de agua se
procedió a partir de los factores
dinámicos o activos de la región.
5. 3 Delimitación de las zonas
susceptibles y creación de buffers
Para delimitar las zonas de
susceptibilidad se realizó en cada punto
de documentación la misma operación
efectuada entre las matrices y el valor Sv
obtenido para cada punto se representó
en un mapa. Posteriormente se trazaron
las isolíneas atendiendo a los valores
definidos en la escala de susceptibilidad.
Este proceso se realizó de forma semiautomatizada
con la ayuda de software
especializado como Surfer y ArceView.
Los atributos que definen cada zona se
sintetizan en un mapa conceptual (ver
Tabla 7).
0

Tabla 7. Mapa conceptual sintético
representativo de la escala de susceptibilidad
Rocas muy
permeables, k >100
m/día, el
espaciamiento entre
grietas debe ser
menor de 20 mm
aunque en
determinados casos
puede llegar a 100
mm, la pendiente de
la superficie (i) varía
entre 0 y 3%, la
situación más crítica
es cuando existen
zonas de acumulación
de agua (vaguada)
Rocas fuertes
permeables con
10100 m/día pero la
pendiente de la
superficie varía entre
3 y 5% o superior.
5. 4 Modelo Digital de Elevaciones (MDE)
El procesamiento e interpretación del MDE arrojó la siguiente información:
a)
Vaguada (V)
Cota de la superficie
topográfica
Eje del túnel.
Superficie topográfica
Eje del túnel
B
1 V
Dirección de las escorrentías
superficiales
(i) > 3%
Figura 4. Modelo digital de elevaciones en el área del túnel objeto de estudio, Cuesta, (2011).
b)
Línea que identifica la alineación
de las escorrentías superficiales.
B
2

La digitalización de los datos tectónicos
mostraron la existencia de más de 10
fallas que cortan al túnel, que el sistema
de fallas con dirección NE-SW son
posteriores a los sistemas NW-SE,
cortando estos últimos lo que provoca
zonas de intenso agrietamiento (ver
Figura 5).
Eje del
túnel.
Fallas
0 100 200
Figura 5. Distribución de las dislocaciones
tectónicas en el área del túnel.
A pesar de no existir evidencias de
actividad neotectónica en las estructuras
disyuntivas presentes en el área, sí
existen de antiguos movimientos
rumbodeslizantes en tres zonas, donde el
sistema NE desplaza las estructuras NS
(Figura 5); dos de estas zonas coinciden
con sistemas de escorrentía superficial,
por lo que se consideran de riesgo por
filtraciones de agua.
En la representación estereográfica se
constata además que las estructuras
disyuntivas manifiestan buzamientos
superiores a 45º, por lo que se clasifican
de alto ángulo; este último aspecto se
considera favorable con respecto al eje de
la excavación, sin embargo el
agrietamiento es desfavorable en
diferentes tramos.
177
Uno de los problemas relacionados con
las filtraciones en estas excavaciones está
condicionado por la posición relativa del
nivel del acuífero y la cota de la
excavación antes de iniciar el laboreo del
túnel; En la Figura 6 se observa que la
mayor parte del túnel se encuentra por
debajo del nivel acuífero, lo cual
favorece la infiltración del agua a la
excavación, el aumento de la presión de
poros y consecuentemente el
desprendimiento de bloques delimitados
por planos de grietas.
Superfic
ie
topográf
Figura 6. Ubicación del nivel del acuífero
por encima de la cota del túnel, en la etapa
de proyecto.
5. 5 Zonas susceptibles
Durante el estudio se pudo comprobar la
existencia de zonas demarcadas a partir
de los valores obtenidos de las
operaciones con las matrices de los
factores condicionantes. Las dimensiones
de los buffers demarcados sobre el eje del
túnel responden a valores de
permeabilidad entre 10 y 100 m/día y a
un agrietamiento que varía de cerrado a
moderado.
La Figura 7 muestra el grado de
trituración y deterioro de la roca en la
boca Este de uno de los túneles
hidrotécnicos presentes en la zona. En
esta se aprecia que en el techo del
emboquille, existe una falla que corta al
túnel y genera un alto grado de
trituración de las rocas, favoreciendo el

proceso de filtración y provoca
desprendimiento de bloques,
corroborando así los resultados obtenidos
de la combinación de mapas temáticos.
Plano de falla
Figura 7. Influencia de las estructura
geológica en la estabilidad del emboquille, la
flecha señala el plano de falla
5. CONCLUSIONES
1. El laboreo de excavaciones
auxiliares para el desagüe de los frentes
de arranque aunque no permite el
aprovechamiento integral del 100 % de
178
las aguas subterráneas, sin embargo,
constituye una alternativa más para
mejorar las condiciones del trabajo en la
minería subterránea.
2. Con la combinación de los
factores condicionantes de la
susceptibilidad a la inestabilidad,
inundación y pérdida de propiedades del
conjunto macizo-excavación por la
presencia de agua, determinados a partir
de estudios del macizos rocosos, y el
procesamiento digital de la información,
se implementó un Sistema de
Información Geográfica, que permitió
identificar cuatro zonas susceptible por la
acción combinada de las filtraciones de
agua y fenómenos geólogo-estructurales
en la región minera de del oriente
cubano.
REFERENCIAS
1. ALMAGUER, Y. 2005. Evaluación de la susceptibilidad del terreno a la rotura por
desarrollo de deslizamientos en el yacimiento punta gorda. Unpublished Tesis Doctoral,
ISMM, Moa, Cuba.
2. CUESTA RECIO, A., 2011. Procedimientos para elegir la técnica de control de las
filtraciones que afectan las excavaciones subterráneas. Tesis presentada en opción al título
de Doctor en Ciencias Técnicas. Facultad de Geología y Minería del ISMMM. Centro de
Información Científico Técnica. 100 Pág.
3. EMPRESA CROMO MOA “CMDTE. JUAN VITALIO ACUÑA NÚÑEZ”, 2009.
Cierre Final de Actividades Mineras. Ingeniería Básica, Centro de Proyectos del Níquel.
Moa, Holguín., 69 pág.
4. GUERRERO ALMEIDA D., R. GUARDADO LACABA Y R. BLANCO TORRENS,
2005. Propuesta metodológica para el diseño de Sistemas de Indicadores de Sostenibilidad
(SIS), en regiones mineras de iberoamérica. En: Agua, minería y medio ambiente. Libro

Homenaje al Profesor Rafael Fernández Rubio. [ISBN: 84-7840-574-7]. Editado en:
Instituto Geológico y Minero de España. Madrid, España. 2005. Pág.: 781-790
5. GUERRERO ALMEIDA D., 2003. Sistema de indicadores mineros para la explotación
sostenible de los yacimientos minerales. Tesis presentada en opción al título de Doctor en
Ciencias Técnicas. Facultad de Geología y Minería del ISMMM. Centro de Información
Científico Técnica. 257 P.
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7. LEROI, E. 1996. In Landslide hazard-Risk mapsx at different scales: objectives, tools
ans developments (Vol. I: pp.35-51). Trabajo presentado en: 7th. Int. Symp. on Landslices,
Trondheim.
8. LIPPONEN, A. 2006. Topographical, structural and geophysical characterization of
fracture zones: implications for groundwater flow and vulnerability. In O. Heikinheimo, V.-
M. Kerminen, J. Mattila & R. Laiho (Eds.), Monographs of the Boreal Environment
Research: www.environment.fi/publications
LIPPONEN, A., MANNINEN, S., NIINI, H., & RANKA, E. 2005. Effect of water and
geological factors on the long-term stability of fracture zones in the Päijänne Tunnel.
International Journal of Rock Mechanics & Mining Sciences, 42: 3-12.
179

180

TRATAMIENTO POR FLOTACIÓN DEL
DRENAJE ÁCIDO DE MINA GRANDE DEL
COBRE
TRATAMENTO MEDIANTE FLOTAÇÃO DA
DRENAGEM ÁCIDA DE MINA GRANDE DO
COBRE
BEATRIZ RAMÍREZ SERRANO*
ALFREDO LÁZARO COELLO VELÁZQUEZ **
JUAN MARÍA MENÉNDEZ AGUADO***
*Master en beneficio de minerales. Ingeniero en Metalurgia. Profesor Auxiliar del Departamento de
Metalurgia del Instituto Superior Minero Metalúrgico de Moa “Dr. Antonio Núñez Jiménez”. Las
Coloradas S/N. Moa. Holguín. Cuba. CP: 83329. bramirez@ismm.edu.cu.
**Doctor en Ciencias Técnicas. Ingeniero en Minas. Profesor Titular del Departamento de
Metalurgia del Instituto Superior Minero Metalúrgico de Moa “Dr. Antonio Núñez Jiménez”.
***Doctor en Ciencias Técnicas. Ingeniero en Minas. Profesor Titular del Departamento de Minas.
Campus Mieres. Universidad de Oviedo, España.
RESUMEN
Para el tratamiento del drenaje ácido de Mina Grande del Cobre ubicada en la provincia
cubana de Santiago de Cuba, se realiza un estudio en columnas de flotación con la
utilización del amilxantato de potasio como reactivo colector. La investigación se lleva a
cabo con el objetivo de demostrar la aplicabilidad de esta técnica en la descontaminación de
dichas soluciones residuales que en este momento constituyen un foco de contaminación
ambiental. Durante el desarrollo se utilizan métodos empíricos tales como las técnicas de
muestreo, la observación, la estadística matemática y el diseño factorial.
La combinación de estos métodos permiten evaluar el efecto de las variables relación
colector: metal, velocidad superficial del gas y concentración de espumante en el proceso
de flotación, fueron establecidos los modelos matemático- estadísticos que caracterizan
comportamiento de los elementos que encuentran en mayor proporción en las aguas
residuales de la mina. Los resultados alcanzados permiten concluir que la flotación es una
técnica adecuada para el tratamiento del drenaje ácido de Mina Grande del Cobre, su
aplicación permite obtener soluciones con concentraciones de iones metálicos por debajo
de los valores máximos admisibles según las normas cubanas.
Palabras claves: drenaje ácido de mina, medio ambiente, residuales líquidos, flotación
iónica, cobre amilxantato.
181

RESUMO
Para tratar a drenagem ácida de Mina Grande do Cobre na província Santiago de Cuba, se
estuda a flotação em colunas, com a utilização do amilxantato de potássio como reagente
coletor. A pesquisa se faz com o objetivo de mostrar a aplicabilidade da técnica para a
descontaminação de soluções residuais que no momento constituem um foco de poluição
ambiental. Durante a pesquisa se empregaram métodos empíricos como das técnicas de
toma de mostra, observação, estadística matemática é desejo fatorial.
Para analisar o efeito dos fatores relação coletor/metal, velocidade superficial do gás e
concentração do espumante, no processo de flotação, foram estabelecidos os modelos
matemático - estatísticos que caracterizam o comportamento dos elementos que estão em
maior proporção nas águas residuais da mina. Se conclui que a flotação é uma técnica
apropriada para o tratamento da drenagem ácida de Mina Grande. Este método permite
obter valores de concentração de contaminantes abaixo dos máximos permitidos, de acordo
com normas cubanas.
Palavras chaves: drenagem ácida, meio ambiente, residuais líquidos, flotação iônica,
amilxantato de potássio.
1. INTRODUCCIÓN
Uno de los principales problemas
ambientales que causa la minería es la
generación del drenaje ácido de mina
(AMD). El mismo se caracteriza por un
valor de pH inferior a 5 y altos niveles de
elementos tóxicos disueltos. Los
elementos y la concentración de los
elementos tóxicos presentes varía de
acuerdo con el tipo de depósito aunque
de forma general pueden incluirse As,
Pb, Cd, Fe, Cu, Zn y en algunos casos, Tl
o Se (Romero et al., 2010). Durante la
neutralización del AMD la concentración
de los elementos tóxicos disueltos puede
ser reducido, como consecuencia de las
reacciones de precipitación y sorción, de
forma permanente o temporal (Levy et
al., 1997; Holmstrom et al., 2001;
Sánchez et al., 2005). Sin embargo, en
ocasiones la contaminación de corrientes
fluviales como es el caso de los ríos
Tinto y Odiel o la acumulación en
represas del AMD implica que su
tratamiento requiere del procesamiento
182
de grandes volúmenes de soluciones
donde los métodos tradicionales que se
aplican para el tratamiento de residuales
contaminados con iones metálicos como
la precipitación de combinaciones poco
solubles, extracción por solvente,
intercambio iónico, entre otros, enfrentan
mayores inconvenientes en la medida que
las soluciones son más diluidas y los
volúmenes de efluentes son mayores
(Kurniawan et al., 2006;
www.ecoamerica.cl/mayo, 2007).
Ante esta disyuntiva, la flotación que en
las últimas décadas ha extendido su
campo de aplicación a la separación
iones, la flotación iónica (Sebba, 1959),
constituye una nueva alternativa. Se
reportan, varios trabajos que demuestran
la factibilidad de la aplicación de esta
técnica en el tratamiento de aguas
(Eccles, 1999; Carissimi et al., 2007),
drenajes ácidos de minas (Nenov et al.,
2008; Mahiroglu et al., 2009; Silva y
Rubio, 2009; Silveira et al., 2009), así
como el tratamiento de residuales

industriales (Barakat, 2010). De aquí que,
en el presente trabajo se estudia el
tratamiento por flotación iónica con
amilxantato de potasio de soluciones
sintéticas que simulan el AMD de Mina
Grande del cobre, Cuba
2. UBICACIÓN DEL
YACIMIENTO
El yacimiento sulfuroso de cobre Mina
Grande se encuentra a unos 200 m del
poblado El cobre y está situado a 21 km
al oeste de la ciudad de Santiago de
Cuba. Actualmente se encuentra fuera de
explotación pero las actividades mineras
dieron lugar a la degradación de la
vegetación y los suelos que presentan un
alto grado de deterioro y meteorización.
La limitada actividad de conservación y
el desarrollo de procesos erosivos dieron
lugar a la formación del drenaje ácido
que se caracterizan por un pH igual a 4,5
unidades y la presencia de diferentes
especies metálicas como el cobre,
cadmio, plomo, zinc, manganeso y
aluminio entre otros, aunque se
manifiesta el predominio de los iones
cobre (Rey, 2010), el cual sobrepasa los
valores máximo admisible según la
norma cubana 27 (NC-27, 1999). Durante
la explotación de la mina dicho drenaje
constituía una de las fuentes principales
de contaminación del río El cobre (Pérez
et al., 2002), a partir del cierre de la
misma en lo que con anterioridad
constituía la cantera, se acumulan
alrededor de 4 millones de m 3 de aguas
residuales (www.ecured.cu, 2011). Dicha
medida redujo la contaminación del río
(González et al., 2009; Marañón et al.,
2009) sin embargo se mantiene latente el
riesgo potencial de dañar el manto
freático y las aguas subterráneas, lo cual
implica la necesidad de buscar
183
alternativas para el tratamiento de dichas
soluciones.
3. ANTECEDENTES DE LA
FLOTACIÓN IÓNICA CON
XANTATOS
En la flotación iónica, por aire disuelto,
de iones cobre(II), zinc y arsénico(V), a
partir de soluciones sintéticas de iones
individuales y de mezclas, se emplean
como colectores el etilxantato y
dietilxantato de sodio (Stalidis et al.,
1989; Matis y Mavros, 1991). De
acuerdo con estos autores el pH no afecta
la remoción de iones cobre en el rango de
pH entre 2,5 y 5,5 unidades pero se
requiere de un exceso de reactivo
colector del 10 %. Es significativo que en
ambos trabajos se muestran resultados
satisfactorios sin embargo, para pH
inferior a 4,7 unidades se verifica la
descomposición parcial del etilxantato
(Iwasaki y Cooke, 1958; Rao, 1971;
Tipman y Leja, 1975; Sun y Forsling,
1997) y no se hace alusión al efecto que
provoca en la eficiencia del proceso. El
dietilxantato de sodio, a pesar de exhibir
propiedades similares y mostrar buenos
resultados en la colección de cobre y
zinc, su utilización como colector se
limita por el costo que representa su
obtención (Leja, 1982).
Lazaridis et al. (1992), reportaron la
aplicación de la misma técnica de
flotación con etilxantato en sistemas de
cobre, hierro y níquel, de forma
independientes y en sus mezclas. Los
resultados mostraron que el níquel se
mantiene en solución para condiciones
ácidas, mientras que las especies cobre e
hierro flotan de forma conjunta y se
incrementa gradualmente su recuperación
hasta alcanzar valores máximos a partir
de pH 6. De acuerdo con los autores, si el

pH del sistema es igual a 2 unidades, los
valores de recuperación se encuentran
asociados con la concentración inicial de
cobre, si su magnitud es baja la
recuperación de cobre se reduce al 50 %
y el hierro al 25 %, en caso contrario se
remueve cerca del 80 %. Es posible que
el resultado se asocie con la
descomposición del etilxantato; su
tiempo de vida media a pH 2,5 es de 120
segundos (Kakovsky, 1957). Lo cual
coincide con los resultados alcanzados
durante la flotación iónica de cobre a
partir de aguas residuales de minas
(Lazaridis et al., 2004), según las
condiciones establecidas Stalidis et al.
(1989) que implican alta acidez. Se
obtienen resultados favorables sólo
cuando se utiliza el doble de la cantidad
estequiométrica de etilxantato.
Los trabajos (Stalidis et al., 1989;
Lazaridis et al., 1992) sobre la separación
de iones cobre con etilxantato por medio
de la flotación, muestran una
contradicción en cuanto al valor de pH en
el cual se alcanzan los valores óptimos de
recuperación. Stalidis et al. (1989)
plantearon que dicho resultado se alcanza
en condiciones ácidas, donde el proceso
es eficiente e independiente del pH,
mientras que Lazaridis et al. (1992),
plantean que sólo es posible lograr
resultados similares para pH superiores a
6 unidades.
En el tratamiento por flotación con
colectores xantogenados de soluciones
que contienen cobre y otros iones como
zinc, hierro, cadmio, manganeso,
magnesio, aluminio entre otros (Stalidis
et al., 1989; Matis y Mavros, 1991;
Lazaridis et al., 1992; Lazaridis et al.,
2004) se verifica la separación de otros
iones en condiciones ácidas, aunque en
todos los casos la remoción de cobre es
184
superior con respecto de los demás
elementos presentes. Los trabajos
analizados indican la posibilidad de
utilizar compuestos xantogenados como
reactivo colector en el tratamiento por
flotación de soluciones contaminadas con
cobre y otros metales, aunque se refleja
una dispersión en cuanto al valor de pH
en el cual se alcanzan resultados
favorables, cuando se utiliza etilxantato.
Es conocido además, que el incremento
de la longitud de la cadena carbonada
conduce a la formación de compuestos
con menor producto de solubilidad (Rao,
1971), dado por el aumento de la fuerza
de enlace del grupo aniónico y el catión
metálico (Ignatkina et al., 2009);
elemento esencial durante la flotación
iónica para garantizar la estabilidad del
precipitado que se forma, en aras de
lograr su separación del medio acuoso.
Este elemento sugiere que para xantatos
de cadenas carbonadas más largas se
puedan lograr mejores resultados.
Además, según de Donato et al. (1989)
de acuerdo con el estudio comparativo de
la cinética de descomposición entre el
etilxantato y el amilxantato la cinética de
hidrólisis en medios ácidos es más rápida
para el etilxantato, lo cual limita su
utilización si se considera que la
descomposición del ión etílico ocurre en
menor tiempo para dichas condiciones.
4. DESARROLLO
EXPERIMENTAL
4.1. Instalación experimental
Se dispuso de una instalación de
flotación en columnas con características
de prueba piloto. La columna de 5,5 m de
alto y 9,4 cm de diámetro interno es de
metacrilato transparente, en la cual se
determinaron las mejores condiciones
para llevar a cabo el proceso de flotación

con amilxantato de potasio, en la figura 1
se muestra un esquema de la instalación.
Figura 1. Instalación de flotación
4.2. Metodología para la operación
de la instalación
En un recipiente con agitación constante
se prepara un volumen de solución no
menor de 2-3 veces al de la columna y se
ajusta el pH de trabajo. Se añade el
colector en correspondencia con la
relación colector: metal y se
homogeneiza durante 10 minutos,
posteriormente se agrega el espumante y
se mezcla durante otros 10 minutos.
Tabla 1. Composición química del AMD de Mina Grande
Concentración de los iones, mg/L
185
Se llena la columna de flotación y se
fijan las variables operacionales: flujo de
líquido y de gas que tributan a los
valores de velocidad superficial del
gas y del líquido.
Se comienza a suministrar el flujo de
aire por la parte inferior de la
columna, de acuerdo con el principio a
contracorriente, hasta lograr la
estabilización de los flujos de gas y de
líquido, la altura de la cama de
espuma, y que no se manifiesten
señales de turbulencia y recirculación
de los flujos en el seno de a columna;
en dicho intervalo de tiempo las
corrientes de cola y concentrado se
vierten en el recipiente de
alimentación. Posteriormente se
separan las corrientes y se toma la
primera muestra de alimentación,
colas y concentrado; simultáneamente
se realiza la medición de la presión
diferencial para determinar la fracción de
gas retenida.
4.3. Análisis de la composición del
AMD de Mina Grande y preparación
de la solución sintética para la
flotación
En la tabla 1 se relacionan los valores de
concentración de los elementos que están
presentes en el AMD de Mina Grande,
las cuales tienen un pH igual a 4,5.
Zn Ni Fe Mn Mg Pb Al Cd Cu Cr Mo V
3,96 0,057 0,066 26,6 222,7 0,206 7,48 0,051 62,0 0,036 0,093 0,008

Como resultado del análisis comparativo
de los valores de concentración de los
elementos contenidos en dicho drenaje,
con relación de los valores referenciados
en la norma cubana 27 (NC-27, 1999)
que regula el vertimiento de residuales a
las aguas terrestres y al alcantarillado
aunque sólo el cobre supera los valores
máximos admisibles, en la preparación
de las soluciones sintéticas se tuvieron en
consideración además del cobre otros
elementos como el cadmio, plomo,
manganeso, aluminio cuyos valores se
encuentran por encima de los valores
estipulados en las normas cubanas 93-02
y 251 para agua potable y vertimiento de
residuales a las aguas marinas
respectivamente (NC-93-02, 1986; NC-
251, 2007), se incluyen además el zinc
que aunque no supera el valor
establecido, excede la concentración
máxima deseable y el hierro cuya
concentración en los análisis químicos
realizados no indican se encuentra fuera
del rango establecido pero debe tenerse
en cuenta por las características de los
minerales presentes en la región.
Independientemente de la presencia de
otras especies en el drenaje ácido de
Mina Grande, desde el punto de vista
cuantitativo los elementos seleccionados
son los más representativos, el resto de
las especies constituyen trazas.
La utilización de soluciones sintéticas sin
considerar la totalidad de los
componentes presentes en el AMD de
Mina Grande no invalida la aplicación de
los resultados obtenidos en el tratamiento
del mismo, se sientan las bases para la
implementación de la flotación con
amilxantato de potasio si se considera
que ha sido demostrado que la tendencia
de los iones es a permanecer en solución
(Palasantzas, 1997; Yu et al., 2000;
Markin y Volkov, 2002), estos no se
186
adhieren a la interfase como resultado de
las interacciones de tipo electrostáticas
con el agua y otros iones, las cuales
incrementan la tensión superficial
(Manciu y Ruckenstein, 2003 ; Frediani
et al., 2004 ; Levin, 2005 ) por lo tanto
no se afecta la flotación debido a la
presencia de otros iones,. De acuerdo con
Raatikainen (2008) en presencia de
soluciones electrolíticas la tensión
superficial, propiedad que incide de
forma significativa en las características
de la burbuja en el proceso de flotación,
no disminuye, tiende a aumentar o se
mantiene constante. Según Quinn et al.
(2007) una alta concentración de sales en
comparación con una pequeña
concentración de espumante tiene un
efecto similar sobre el comportamiento
de las burbujas en el sistema de flotación.
De acuerdo con Harris (1982) pocos
mg/L de espumantes son suficientes para
retardar el fenómeno de coalescencia, lo
cual aporta mayor estabilidad a la
espuma, en correspondencia con la
disminución de la tensión superficial,
efecto que se logra cuando las
concentraciones de sales son altas. El
incremento en la concentración de sales
inhiben la coalescencia de las burbujas
(Marrucci y Nicodemo, 1967 ; Lessard y
Zieminski, 1971 ; Craig et al., 1993 ;
Hofmeier et al., 1995; Laskowski et al.,
2003; Craig, 2004) producto del aumento
de la estabilidad de la película de
solución que recubre las mismas (Lessard
y Zieminski, 1971 ; Craig et al., 1993 ;
Zahradnik et al., 1999) por lo que la
presencia de sales en las aguas de Mina
Grande aunque no se haya tenido en
cuenta para preparar las soluciones
sintéticas no deben afectar el proceso de
flotación, sólo podrán interferir aquellos
iones que sean capaces de formar
complejos con el amilxantato que les

aporte la hidrofobicidad necesaria para su
colección.
En el caso de los metales alcalinos y
alcalinotérreos, estos forman compuestos
solubles por lo cual no deben interferir en
el proceso, por lo que su separación con
el reactivo amilxantato de potasio,
mediante esta técnica presenta serias
limitaciones; en tanto que los compuestos
que se forman con los metales pesados
son muy poco solubles (Razumov, 1981).
De aquí que, la atención en el tratamiento
por flotación con amilxantato se dirige a
la remoción de los metales pesados
presentes en el AMD de Mina Grande.
4.4. Remoción de iones por flotación
de soluciones sintéticas
multicomponentes
Se desarrolla un diseño de experimentos
del tipo factorial completo (3 3 ), con dos
187
réplicas por ensayo donde las variables
independientes son la concentración de
espumante, la velocidad superficial del
gas y la relación colector: metal, cuyos
niveles se relacionan en la tabla 2. En el
estudio se procesaron 90 L de solución
por ensayo, con un pH igual a 4,5
unidades; en un tiempo de
experimentación de una hora. El pH de
trabajo y la concentración de los
elementos en las soluciones sintéticas que
se utilizan en la flotación se
corresponden con su valor en el AMD de
Mina Grande.
Tabla 2. Niveles de estudio de las variables independientes
Niveles Variables independientes
Concentración de
espumante, mg/L
Velocidad superficial del
gas, Jg, cm/s
Relación
Colector: Me
Mínimo (-) 5 0,8 0,2:1
Básico 15 1 0,5:1
Máximo(+) 25 1,2 1:1
Para la selección de los niveles de la
variable relación colector: metal se toma
como referencia la relación
estequiométrica, en su nivel mínimo sólo
se tiene en cuenta el cobre como especie
que se encuentra en mayor cuantía en el
AMD, en el nivel máximo se tienen en
cuentan todos los elementos y el el básico
se toma un valor intermedio entre ambos.
Estos niveles permiten evaluar la
competitividad de los iones presentes en
la solución por el colector.
Los niveles de la concentración de
espumante se corresponden con el rango
de consumo que se aplica en la flotación

de minerales (Razumov, 1981), el valor
mínimo de dicho rango se tomó como
nivel mínimo en el diseño y como nivel
básico el utilizado en el diseño anterior.
La inclusión de esta variable en el diseño
se relaciona con su influencia en las
características de la dispersión, lo cual
implica la necesidad de considerar la
variable velocidad superficial del gas,
cuyos niveles se encuentran en el rango
para el cual la zona de colección de la
columna manifiesta un régimen laminar
(Finch y Dobby, 1990; Chen et al., 1994;
Bennett et al., 1999), de acuerdo con el
proceso de caracterización de la columna
que se realiza previamente.
Los resultados de las pruebas
experimentales son sometidos a una
limpieza de datos mediante los criterios
de 2σ y la t de Student. Con ayuda del
paquete Statgraphics Plus 5.0 se realiza
188
un análisis estadístico y se obtienen los
modelos matemático-estadísticos que
caracterizan la remoción, por flotación
iónica en columnas, de las diferentes
especies presentes en las soluciones
sintéticas. Este análisis contribuye a
establecer las regularidades del proceso a
partir de la identificación del grado de
afectación de las variables en los
resultados y las mejores condiciones para
llevar a cabo la flotación.
4.5. Análisis de la remoción de iones
de soluciones multicomponentes
En las pruebas de flotación de iones
cobre con amilxantato de potasio a partir
de soluciones sintéticas
multicomponentes se garantizó la
similitud de concentración por especies
con respecto de las aguas ácidas de Mina
Grande, tabla 3.
Tabla 3. Rango de variación de concentración con respecto del AMD de Mina Grande
Concentración de los iones, mg/L
Elementos Cu Cd Pb Fe
Agua de Mina 62,0 0,051 0,206 0,066
Solución sintética 60,83 - 64,33 0,049 - 0,054 0,196 - 0,210 0,062 - 0,068
tcal -2,04 a 2,04 -1,57 a 2,017 -1,967 a 1,68 1,929 a 1,852
De acuerdo con los valores de la t de
student calculado para cada rango de
variación de concentración por elemento
en dichas soluciones y el t tabulada igual
Zn Mn Al
4,0 26,6 7,48
3,979 - 4,094 25,59 - 27,03 7,446 - 7,532
-2,067 a 1,91 -2,07 a 2,07 -1,736 a 2,061
a 2,09 se demuestra que no hay
diferencias significativas con respecto a
la muestra patrón, AMD.

A continuación se relacionan los modelos
obtenidos como resultado del
procesamiento matemático-estadístico de
los resultados experimentales de la
remoción de cada uno de los elementos
presentes en la solución. En ellos se
refleja la incidencia de variables relación
colector: metal R(C:Me), velocidad
superficial del líquido Jg y la
189
concentración de espumante c(Esp), así
como sus combinaciones en los
resultados de la flotación, se excluyen las
interacciones de las variables que de
acuerdo con el control estadístico de los
valores de los coeficientes según la t de
Student y una probabilidad del 90 %, no
son significativos.
ξ ( Cu ) = 80,74 + 12,59·R(C : Me) - 2,07·Jg + 1,54·c(Esp)
(1)
ξ
(2)
( Pb)
= 43,62 + 4,45·R(C : Me) - 2,15·Jg + 2,24·c(Esp)
+
ξ ( Cd ) = 60,54 + 2,88·R(C : Me) - 3,53·Jg + 2,4·c(Esp) (3)
2,97· R(C
1,37·R(C : Me)· c(Esp) - 1,10·Jg·c( Esp) - 1,55·R(C : Me)·Jg·c(Esp)
: Me)·c(Esp)
ξ(
Mn ) = 27,97 + 4,27·R(C : Me) - 0,96·Jg + 1,00·c(Esp)
+ 0,88·R(C : Me)·Jg +
(4)
( Zn ) = 26,87 + 4,82·R(C : Me) - 1,10·Jg + 1,08·c(Esp)
ξ (5)
ξ(
Al
(6)
) = 40,39 + 4,76·R(C
: Me) - 2,01·Jg
1,89·Jg·c( Esp) + 0,66·R(C : Me)·Jg·c(Esp)
ξ(
Fe)
= 58,05 + 5,21·R(C : Me) - 1,70·Jg
(7)
2,59·Jg·c( Esp)
Los modelos describen más del 80 % de
los resultados experimentales, según los
coeficientes de correlación que se
obtienen en cada caso. En cuanto al
grado de influencia de las variables
estudiadas se destaca la relación colector:
metal, el incremento de la concentración
de amilxantato incide favorablemente en
la remoción. Es necesario resaltar que el
nivel máximo de esta variable en el
diseño se corresponde con la relación 1:1.
+
2,79·R(C : Me)·Jg·c(Esp)
+ 4,84·c(Esp)
+ 3,31·R(C : Me)·c(Esp) +
+
1,60·c(Esp)
- 4,37·R(C
: Me)·Jg -
De forma similar la concentración de
espumante tiene un efecto positivo, lo
cual indica que el incremento del agente
surfactante reduce la tensión superficial y
con ello el diámetro de la burbuja. En
estas condiciones se incrementa el área
superficial disponible para el intercambio
de masa y con ello la remoción.
Los resultados indican que el incremento
de la variable velocidad superficial del

gas incide de forma negativa en la
colección, a consecuencia del aumento de
la turbulencia del sistema que atenta
contra la estabilidad del agregado especie
hidrófoba-burbuja. Dada la magnitud del
coeficiente en los modelos que
corresponden a las soluciones
multicomponentes se registra una ligera
disminución de su valor, lo cual se asocia
con el incremento de la concentración de
espumante.
De acuerdo con los resultados
experimentales de la flotación y el
190
análisis de los modelos matemático-
estadísticos las condiciones para las que
se alcanzan los mejores resultados,
valores máximos de remoción, son:
relación colector: metal de 1:1, velocidad
superficial del gas de 0,8 cm/s y
concentración de espumante de 25 mg/L.
En la tabla 4 se relacionan los resultados
experimentales para dichas condiciones,
a partir de los cuales se puede evaluar la
calidad del proceso.
Tabla 4. Resultados por elementos para las mejores condiciones de flotación
Elementos Cu Fe Cd Pb Al Mn Zn
Conc inicial, mg/L 62,0 0,066 0,051 0,206 7,48 26,6 3,96
Remoción, % 94,68 72,71 67,18 58,29 54,29 38,5 36,92
Conc residual, mg/L 3,29 0,018 0,017 0,086 3,42 16,36 2,49
Relación de concentración 18,84 3,67 3,00 2,39 2,19 1,62 1,59
Norma 27-99 < 5,0 < 0,3 1,0 < 10,0 5,0
*concentración máxima deseable
La relación de concentración,
determinada a partir de la relación entre
su valor inicial y el residual en la
solución tratada, indica que el grado de
concentración de cobre es muy superior
con respecto a los demás elementos
presentes, lo cual está de acuerdo con la
serie de flotabilidad propuesta por
Chambers y Holliday (1975) para la
flotación de los sulfuros de metales
donde se plantea que flotaran mejor
aquellos cuyos correspondientes
complejos xantogenados son menos
solubles, lo cual favorece la flotación de
cobre.
De acuerdo con los valores de
concentración residual por elementos
para dichas condiciones experimentales
se logra reducir la concentración de cobre
por debajo del valor máximo admisible
establecido por la NC 27 (NC-27, 1999),
donde se regulan las especificaciones
para el vertimiento de aguas residuales a
las aguas terrestres y al alcantarillado. Si
se comparan con los valores de
concentración máxima admisible según
la norma cubana 93-02 (NC-93-02, 1986)
y la norma de la organización mundial
del salud (OMS, 1995) donde se
estipulan los estándares de calidad para el

agua potable, se aprecia que si bien sólo
para el hierro y el zinc se encuentran por
debajo de estos límites, en el caso del
cadmio y plomo aunque no se alcanzan
los niveles para el agua potable si
cumplen con la NC 251 (NC-251, 2007)
que regula las especificaciones para el
vertimiento de aguas residuales a la zona
costera y aguas marinas; en el caso del
cobre aunque su valor está cercano al
límite, 2 mg/L, el ajuste de variables
operacionales que conducen a un
incremento en el tiempo de contacto
entre las fases durante la flotación
pudiera garantizar el incremento de su
remoción y así cumplir con lo establecido
en la citada norma, independientemente
de que cumple con la NC 27 (NC-27,
1999).
5. CONCLUSIONES
Los resultados experimentales
indican que la flotación iónica es una
técnica factible para la remoción de cobre
y otros metales presentes en la serie
características del drenaje ácido de Mina
Grande.
191
Se establecen los niveles más
adecuados de las variables para llevar a
cabo la remoción de cobre; relación
colector: metal de 1:1, velocidad
superficial del líquido y del gas 0,8 cm/s
y una concentración de espumante de 25
mg/L para pH igual a 4,5 unidades; se
logra la remoción de cobre del 94 % y
una concentración residual por debajo del
límite establecido en la norma cubana
27(NC-27, 1999).
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194

ADSORCIÓN EN ZEOLITA Y CARBÓN
ACTIVADO PARA LA ELIMINACIÓN DE
METALES PESADOS EN MEDIO ACUOSO
ADSORCIÓN EM ZEOLITA E CARVÃO
ACTIVADO PARA A ELIMINAÇÃO DE METAIS
PESADOS EM MÉDIO ACUOSO
JOSÉ DE JESÚS BERNAL-CASILLAS 1 , WALTER RAMÍREZ-MEDA 1 ,
JUAN VILLALVAZO-NARANJO 1
(1) Departamento de Ingeniería de Proyectos, Universidad de Guadalajara, profesoresinvestigadores,
jbernal@dip.udg.mx
RESUMEN: La procedencia de los metales pesados en las aguas subterráneas es
variada y compleja, asociada a fuentes naturales y antropogénicas. Las actividades
mineras en el beneficio de metales contribuyen a la contaminación en las zonas
aledañas a su ubicación, y con impactos negativos cuando no se tienen planes de
control y manejo adecuados para el tratamiento de los drenajes ácidos y residuos
generados durante la exploración, extracción y beneficio de minerales.
La adsorción es un proceso que en el área de tratamiento de aguas
contaminadas ha tenido aplicaciones exitosas. Pueden usarse materiales naturales y
químicamente activados para “atrapar” moléculas de contaminantes específicos,
desde compuestos orgánicos hasta aniones y cationes. Como en la mayoría de las
técnicas de tratamiento de metales pesados, la especie química tiene una
importancia relevante para el éxito de un proceso de tratamiento. La adsorción es
altamente selectiva, por lo que es importante realizar pruebas de laboratorio previas
a su aplicación en campo para determinar la factibilidad de un proceso de adsorción
para eliminar metales pesados, sobre todo si provienen de los drenajes ácidos de
minas donde la complejidad química puede ser un factor determinante para su
éxito.
En este trabajo se presentan los resultados obtenidos de usar dos materiales
adsorbentes muy comunes en los tratamientos de aguas: la zeolita y el carbón
activado, en experimentos de laboratorio para adsorber Pb, Cr, Cd y Ni como iones
metálicos disueltos en medio acuoso. Los experimentos involucraron disoluciones
multielemetales de los iones para ser sometidos al proceso de adsorción en zeolita y
195

carbón activado. Para cada experimento se presenta la cinética de adsorción y la
carga de eliminación de metales por masa de adsorbente. También se discuten las
ventajas y desventajas de usar la adsorción para la eliminación de metales pesados
en aguas subterráneas y drenajes ácidos de minas.
PALABRAS CLAVE: adsorción, metales pesados, tratamiento de agua.
PALAVRAS CHAVE: adsorción, metais pesados, tratamento de água.
1. INTRODUCCIÓN
Pese a las políticas ambientales
enfocadas al desarrollo sustentable, las
sociedades contemporáneas
industrializadas requieren cada vez
mayores suministros de minerales que
ayuden a sustentar las diversas
actividades económicas. En México la
industria minera representa
aproximadamente el 1.6% del Producto
Interno Bruto (PIB) [1]. Esta presión
mundial sobre los recursos minerales
proporciona el ambiente ideal para la
exploración y explotación intensiva de
las minas.
Los procesos de extracción y beneficios
de minerales producen residuos que
contienen minerales no aprovechables,
los cuales pueden tener concentraciones
muy variadas de metales pesados o
metaloides tóxicos a la salud humana y al
medio ambiente.
Los materiales residuales son la
principal fuente de generación de
drenajes ácidos de una mina. En las
condiciones hidrogeoquímicas del sitio
minero los residuos pueden liberar por
largos periodos de tiempo iones
metálicos generados por las reacciones de
óxido-reducción con el agua y el oxígeno
del medioambiente.
Los iones metálicos generados
se liberan con mayor facilidad a valores
196
de pH ácidos. Estos iones son arrastrados
por las lluvias, escorrentías superficiales
a otros sitios, inclusive pueden ser
arrastrados por kilómetros lejos de la
fuente que los origina. Las características
del suelo tienen un rol importante en el
transporte de estos iones. Pueden ser
adsorbidos por partículas orgánicas o
arcillosas y contribuir a su retención y
trasporte horizontal. Los suelos porosos
facilitan la infiltración vertical de los
iones metálicos hacia los mantos de agua
subterráneos, contaminándolos de forma
permanente.
Aunque, el enfoque básico de
una política ambiental basada en el
desarrollo sustentable, debe ser le
prevención de la contaminación o
producción limpia, los problemas ya
generados deben atacarse directamente
con alguna tecnología de tratamiento de
aguas contaminadas o de remediación de
suelos contaminados.
El presente trabajo tiene como
objetivo analizar el uso de carbón
activado y zeolita como adsorbentes para
la eliminación de Pb, Cr, Cd y Ni en
disolución acuosa multielemental [2], tal
y como podría presentarse en algún caso
de agua subterránea contaminada por
drenajes ácidos de minas.
Los métodos para eliminar metales
pesados de las aguas residuales pueden

agruparse en dos categorías, métodos de
recuperación y métodos de eliminación.
Los métodos de recuperación son
métodos de tratamiento usados con el
propósito de recuperar o regenerar los
metales de los procesos que pudieron
perderse en las aguas residuales o
residuos. En este grupo podemos
mencionar la evaporación, el intercambio
iónico, recuperación electrolítica,
electrodiálisis y ósmosis inversa.
Los métodos de eliminación que se
emplean para metales pesados u otros
contaminantes de aguas residuales,
permiten descargarlas en cuerpos de agua
naturales o reusarlas en otras actividades
humanas. En estos métodos se incluyen
la oxidación-reducción química, la
precipitación de hidróxidos y sulfuros,
sedimentación, filtración con tierra de
diatomáceas, filtración con membrana,
filtración en cama granular, adsorción,
tratamiento con xantato de almidón
insoluble y flotación.
2. ELIMINACIÓN DE METALES
POR ADSORCIÓN
El proceso de adsorción consiste, en
términos generales, en la captación de
sustancias solubles presentes en la
interfase de una disolución. Esta interfase
puede hallarse entre un líquido y un gas,
un sólido, o entre dos líquidos diferentes.
Los fenómenos de adsorción pueden
clasificarse en dos grandes grupos:
adsorción química o específica, o
adsorción física o inespecífica. En la
mayoría de los casos, la adsorción
química es básicamente permanente,
mientras que la adsorción física es
fácilmente reversible. La adsorción
química limita el transporte y fija los
contaminantes [3].
La adsorción es altamente selectiva. La
cantidad adsorbida depende en gran
medida de la naturaleza y del tratamiento
197
previo al que se hayan sometido la
superficie del adsorbente, así como de la
naturaleza de la sustancia adsorbida. Al
aumentar la superficie de adsorbente y la
concentración de adsorbato, aumenta la
cantidad adsorbida. Es un proceso rápido
cuya velocidad aumenta cuando aumenta
la temperatura, pero desciende cuando
aumenta la cantidad adsorbida.
El proceso de adsorción tiene lugar en
cuatro pasos más o menos definidos: el
primer paso es el transporte a través de la
disolución, el segundo paso es el
transporte por difusión en la película de
líquido a la entrada de los poros, el tercer
paso es el trasporte por los poros a la
superficie del adsorbente, y el cuarto
paso es la adsorción (sorción) del
material en algún sitio disponible [3].
El uso del término sorción se debe a la
dificultad de diferenciar la adsorción
física de la adsorción química, y se
emplea para describir el mecanismo por
el cual la especie química se adhiere al
material adsorbente. O cuando no es
posible distinguir entre la adsorción y la
absorción, procesos que con frecuencia
suelen tratarse en conjunto.
2.1. Cinética de adsorción
Para estudiar la cinética de adsorción de
un metal se requiere saber la cantidad de
metal adsorbido (qt) en mg g -1 de
adsorbente a un tiempo “t” que se calcula
con la Ecuación 1 [4].
q =
t
( C - C )
o
t V
ms
Ecuación 1
Donde Co y Ct son las concentraciones
del metal en mg L -1 inicial y a un tiempo
“t”, respectivamente; V es el volumen de
solución o muestra a tratar en L; y, ms es
el peso de adsorbente en g.

El estudio de la cinética de
adsorción describe la velocidad de
asimilación del soluto y evidentemente
esta velocidad controla el tiempo de
residencia de la asimilación del adsorbato
en la interfase sólido-disolución. La
cinética de adsorción en un adsorbente
puede analizarse al aplicar el modelo de
pseudoprimer orden de Lagergren, el
modelo de pseudosegundo orden de Ho,
el modelo Elovich y/o el modelo de
difusión intrapartícula [4]. En este
estudio sólo se aplicarán los primeros dos
modelos mencionados.
2.1.1. Cinética de pseudoprimer orden
La ecuación de pseudoprimer orden de
Lagergren se expresa generalmente como
se muestra en la Ecuación 2 [4]
dq
=
dt
( q - )
t k1
e qt
Ecuación 2
Donde “qe” y “qt” son las capacidades de
adsorción en el equilibrio y en el tiempo
“t”, respectivamente en mg g -1 . “k1” es la
constante de velocidad de adsorción de
pseudoprimer orden, en L min -1 . La
forma integrada se presenta en la
Ecuación 3 [4].
log
k
2.303
1
( q - q ) = log(
q ) − t
e
Ecuación 3
t
Los valores de “log(qe-qt)” se
correlacionan linealmente con “t”. La
gráfica de “log(qe-qt)” contra “t” debe dar
una relación lineal donde “k1” y “qe”
pueden determinarse a partir de la
pendiente y el intercepto de la gráfica,
respectivamente.
e
198
2.1.2. Cinética de pseudosegundo orden
La ecuación cinética de adsorción de
pseudosegundo orden de Ho, se expresa
como en la Ecuación 4 [7].
dq
=
dt
( ) 2
q -
t k2
e qt
Ecuación 4
Donde “k1” es la constante de velocidad
de adsorción de pseudosegundo orden, en
g mg -1 min -1 . La Ecuación 5 es la forma
de velocidad integrada para una reacción
de pseudosegundo orden, esta ecuación
puede acomodarse para obtener la forma
lineal como se muestra en la Ecuación 6.
1
( q - q )
⎛
⎜
⎝
e
t
q
t
t
=
1
q
e
+ kt
Ecuación 5
⎞ 1
⎟ =
⎠ k 2q
2
e
+
1
q
Ecuación 6
e
() t
Si la velocidad de adsorción, “h” (mg g -1
min -1 ) es como se expresa en la Ecuación
7.
h =
k
2
2 e q
Ecuación 7
Entonces las Ecuaciones 6 y 7 se
transforman en:
⎛
⎜
⎝
t
q
t
⎞
⎟ =
⎠
1
h
+
1
q
e
() t
Ecuación 8
La gráfica de “t/qt” y “t” de la
Ecuación 8 debe expresar una relación
lineal, de la cual puede obtenerse “qe” y

“k2” a partir de la pendiente y el
intercepto de la gráfica, respectivamente.
2.2. Equilibrio entre mezclas
Existen cinco maneras comunes de tratar
con las mezclas, es decir, más de una
especie en adsorción según Knaebel [8].
La primera, algunas veces equivocada es
pretender que la mezcla consiste sólo del
componente que se adsorbe en mayor
cantidad. La segunda aproximación, es
tratar las especies de forma
independiente, es útil y preciso cuando
un acarreador no adsorbente contiene
contaminantes muy diluidos, este modelo
es sencillo porque sólo se necesita la
isoterma de un componente puro. La
tercera forma fue desarrollada por Tien
(citado en [8]) y sus colaboradores y se
llama “agrupación de especies”. La idea
es tratar con una mezcla, de por ejemplo,
diez componentes e identificar dos o tres
componentes (algunas veces ficticios)
que representen al grupo completo. Esto
reduce la complejidad, ahorra tiempo y
dinero, y es más o menos preciso si sólo
se requiere una respuesta aproximada.
Requiere de datos de algunas de las
isotermas de los componentes puros para
saber cómo agrupar las especies.
El cuarto método es usar una de varias
ecuaciones empíricas de isotermas que
cuentan con un elemento de adsorción
“competitiva” de los componentes
relevantes. Este método requiere de los
datos de las isotermas de los
componentes puros y de las isotermas de
la mezcla. Depende de la ecuación que se
seleccione, el análisis y el ajuste de los
datos están más involucrados pero no
completamente. Si es posible aplicar este
método los resultados son compactos y
relativamente simples de usarse en el
diseño o la simulación. Algunas de las
ecuaciones para mezclas son: la ecuación
199
de la Ley de Henry para mezclas, la
ecuación de Markham-Benton, la
ecuación de Schay, la ecuación de Yon-
Turnock, la ecuación de Sips-Yu-
Neretnicks y la ecuación de Redlich-
Peterson-Seidel [8].
El quinto método, es un método de
campo más que un método conciso, ya
que incorpora varios métodos y están
agrupados en “formas de mezclas
adsorbidas”. Básicamente este método
trata las mezclas adsorbidas (que
contienen un componente que sólo puede
ser inferido) de la misma manera de
cómo el líquido es tratado cuando se
hacen cálculos de equilibrio líquidovapor.
Un modelo de mezclas se usa para
tomar en cuenta las interacciones que
pueden ser tan simples como la ley de
Raoult o como la ecuación de Wilson.
Estas corresponden a grosso modo a los
modelos de solución ideal adsorbida y
solución libre, respectivamente. Se
requieren de los datos de equilibrio del
componente puro y la mezcla. El aspecto
no afortunado es que todas las versiones
requieren de integración y de
procedimientos iterativos para encontrar
las raíces. Esto añade complejidad al
diseño y a las rutinas de simulación, la
cuales pueden resolverse con un sistema
de ecuaciones diferenciales parciales. Sin
embargo, puede que sean el único camino
para respuestas con precisión aceptable.
Sería cómodo si se pudiera seleccionar
los adsorbentes para eliminar ambos
aspectos, pero generalmente el
adsorbente es sólo un cómplice y no una
causa de la complejidad [8].
2.3. Adsorbentes
En la naturaleza existen materiales que
por sus propiedades fisicoquímicas son
candidatos potenciales para usarse como
adsorbentes. Algunos de estos materiales

no necesitan someterse a ningún tipo de
proceso químico para que puedan
adsorber contaminantes (de origen
orgánico o inorgánico). Pero en los
procesos químicos de activación han
demostrado, en muchos casos, aumentar
la capacidad de adsorción.
Con frecuencia es importante saber la
adsorción de un soluto disuelto en una
superficie adsorbente como una función
del área superficial base. Esto permite
comparaciones de los efectos de los tipos
de grupos funcionales en la superficie en
la adsorción [8].
El área superficial específica (m 2 kg -1 ) se
determina generalmente al mirar la
cantidad de pequeñas moléculas
adsorbidas en las superficies del material
adsorbente. El área superficial se mide
por diferentes técnicas operacionales, las
cuales dan típicamente valores diferentes
para el área superficial de una muestra
específica.
2.3.1. Zeolitas.
Las zeolitas se refieren a un grupo de
minerales hidroaluminosilicatos con
estructuras atómicas porosas. Son
silicatos estructurales o tectosilicatos en
los cuales el silicio y el aluminio están
unidos a cuatro átomos de oxígeno en un
arreglo tetraédrico, y todos los cuatro
átomos de oxígeno son compartidos con
otro tetraedro. En otras palabras el
tetraedro está completamente
entrelazado. El arreglo tetraédrico en las
zeolitas da como resultado grandes
espacios abiertos, o cargados,
típicamente de 3 a 8 ángstrom
transversales, muchos de los cuales están
conectados para formar canales continuos
que se extienden a través de todo el
cristal. Debido a la sustitución del Al +3
por el Si +4 en la estructura tetraédrica de
las zeolitas, hay una carga negativa neta
que se balancea con cationes cargados
200
positivamente tales como Na +1 , K +1 , Ca +2
y Ba +2 que residen en las jaulas y canales
de la estructura. Las moléculas de agua
también pueden residir en estos canales y
pueden eliminarse por calentamiento sin
daño a la estructura del cristal [5].
El origen del término zeolita (el
cual viene del griego zeo, hervir, y lithos,
piedra) se deriva de la propiedad de
perder rápidamente agua y parecer que
hierve cuando se calentaban estas
estructuras abiertas. El término fue
acuñado en 1756 por el mineralogista
sueco Axel Fredrick Cronstedt, quien
encontró la estilbita, la primera zeolita
reconocida. A diferencia de las moléculas
de agua, la eliminación de iones tales
como Na +1 o K +1 , los cuales juegan un rol
en el balanceo de la carga negativa en la
estructura tetraédrica, tiene un efecto
desestabilizante en la estructura. Sin
embargo, debido que los canales
permiten el movimiento fácil de los iones
y moléculas residentes hacia dentro y
fuera de la estructura, el Na y el K
pueden eliminarse de forma estable si se
añaden otros iones de la misma carga en
su lugar. Esta propiedad es conocida
como intercambio catiónico y es una de
las mayores propiedades de las zeolitas
que se capitalizan comercialmente. El
intercambio catiónico en las zeolitas es
también usado en limpieza de desechos
industriales, control de olores y
acondicionamiento de suelos. El
intercambio puede ocurrir entre los iones
residentes de sodio y potasio por otros
iones o moléculas, esto depende del
tamaño de la molécula a intercambiar y el
tamaño de los canales en la zeolita usada.
En general, pueden actuar como cedazos
al capturar moléculas relativamente
pequeñas y permitir a las más grandes
fluir libremente. Los cedazos moleculares
de zeolita también pueden segregar

moléculas del mismo tamaño pero de
diferentes características eléctricas [9].
2.3.2. Carbón activado
El proceso de generación del carbón
activado comienza con la selección de la
fuente de carbón crudo. Estas fuentes se
seleccionan con base en las
especificaciones del diseño, ya que
diferentes fuentes producen carbón
activado con propiedades diferentes.
Algunas de estas fuentes comunes son la
madera, el aserrín, lignito, turba, hulla,
cáscara de coco, y residuos del petróleo.
Las características importantes en la
selección de los tipos de carbón incluyen
la estructura del poro, el tamaño de
partícula, el área superficial total y el
espacio vacío entre las partículas.
Después de la selección de una fuente, se
hacen las preparaciones para su uso.
Estas preparaciones con frecuencia
incluyen: deshidratación, carbonización y
activación. La deshidratación y la
carbonización involucran un
calentamiento lento de la fuente en
condiciones anaerobias. Sustancias
químicas como el cloruro de zinc y ácido
fosfórico pueden usarse para mejorar
estos procesos. El estado de activación
requiere exposición a sustancias químicas
adicionales u otros agentes oxidantes
como una mezcla de gases. Según las
especificaciones del proceso y de la
fuente de carbón, el nuevo carbón
activado puede clasificarse de acuerdo a
su densidad, dureza y otras
características. El carbón gastado, se
elimina y se envía para aplicarle un
tratamiento de reactivación. Este se hace
principalmente con el carbón activado
granular ya que el carbón activado en
partículas es demasiado pequeño para ser
reactivado efectivamente. Este proceso
permite la recuperación de
aproximadamente el 70% del carbón
201
original. Este porcentaje es bueno para
cualquier tipo de equipo de proceso. El
carbón reactivado se mezcla con una
porción de carbón nuevo para obtener
una eficiencia mayor y después
regresarlo a la planta de proceso [6].
La superficie típica de una
carbón activado es de aproximadamente
1 000 m 2 g -1 . Pero, diferentes tipos de
carbón activado pueden dar otras
características. El carbón activado está
disponible en un tamaño de partícula
desde 30 a 50 mallas. El tamaño de malla
más fino da el mejor contacto y la mejor
eliminación, pero a expensas de un
aumento en la caída de presión. Los dos
principales mecanismos por los cuales el
carbón activado elimina los
contaminantes del agua son adsorción y
reducción catalítica. En la mayoría de los
casos, los compuestos orgánicos son
eliminados por adsorción y los
desinfectantes residuales se eliminan por
reducción catalítica. La mayoría de los
compuestos orgánicos son menos
solubles y más fácilmente adsorbidos a
pH bajo. Conforme el pH aumenta, la
eliminación disminuye [10].
Una característica de los diferentes tipos
de carbón es que tienen grupos orgánicos
superficiales que se forman por oxidación
a lo largo de la vida el carbón, desde el
proceso de carbonización, durante el
enfriamiento y mientras se almacena y
usa. Estos grupos pueden tener carácter
ácido o básico, dependen de las etapas
mencionadas. En el caso de la adsorción,
es más común que sea por mecanismos
físicos en los que no existe intercambio
de electrones entre el adsorbente y el
adsorbato, lo que permite que el proceso
sea reversible. El carbono sólido actúa
como adsorbente debido al desequilibrio
de fuerzas en la superficie que existe
entre sus placas graníticas. El
desequilibrio es causado por las llamadas

fuerzas de London que son las más
comunes dentro de seis tipos de fuerzas
de Van der Waals. Por otro lado, la
quimisorción es un fenómeno menos
frecuente en el carbón activado, que suele
ser irreversible debido a que ocurren
modificaciones en las estructuras
químicas del adsorbente y el adsorbato.
Tal es el caso de la oxidación que origina
a los grupos orgánicos en la superficie
del carbón. En general, el carbón no
adsorbe más de dos o tres capas de
moléculas [11].
2.4. Regulación mexicana en
materia de metales pesados en aguas
En México existen normas para el control
de las descargas de aguas residuales y
aguas para su uso y consumo humano.
Cada una de estas normas contempla,
entre los parámetros de control a los
metales pesados. La norma NOM-001-
SEMARNAT-1996 establece los límites
máximos permisibles (LMP) de
contaminantes en las descargas de aguas
residuales en aguas y bienes nacionales, y
que establecen el control con base en el
cuerpo de agua que recibe y su
aplicación. Los LMP están establecidos
de acuerdo al uso o disposición final que
tendrá el agua, ríos para uso agrícola, uso
humano o protección a la vegetación,
embalses naturales, aguas costeras,
humedales naturales y riego directo a
suelo. Por lo que pueden encontrarse
varios LMP para un mismo metal. Con
esta perspectiva, los LMP más bajos
encontrados en la norma para los metales
en estudios son: 0.1 mg L -1 para Cd, 0.5
mg L -1 para Cr, 2.0 mg L -1 para Ni y 0.2
mg L -1 para Pb.
3. MÉTODOS Y MATERIALES
Para estudiar la velocidad y propiedades
de adsorción de la zeolita y el carbón
activado se realizaron una serie de
202
experimentos con una disolución
multielemental de metales pesados
disueltos en agua bidestilada. La
disolución madre se diluyó como se fue
requiriendo para obtener disoluciones
estándar de cada metal. En los
experimentos de cinética sólo se aplicó a
la disolución de sales para estudiar las
propiedades básicas de adsorción.
Se analizó el contenido inicial
de metales en los dos adsorbentes para
detectar posibles interferencias positivas
en la cuantificación de los metales.
3.1. Disoluciones de iones metálicos
Disolución en agua bidestilada de Pb(II),
Cr(III), Cd(II) y Ni(II) en las
concentraciones requeridas para cada
experimento (con el propósito de tener
una referencia de comparación), parte de
una disolución madre multielemental de
100 mg L -1 en cada uno de los metales.
La disolución madre se preparó a partir
de las siguientes sales grado reactivo:
nitrato de cromo Cr(NO3)3•9H2O pureza
98.5%; nitrato de cadmio
Cd(NO3)2•4H2O pureza 99%; níquel
metálico en polvo Ni, pureza 99.5%; y
nitrato de plomo Pb(NO3)2 pureza 99.3%.
A la solución madre se agregó 1 mL de
ácido nítrico grado reactivo para evitar la
hidrólisis y precipitación de los metales
3.2. Cuantificación de metales
Las concentraciones de metales pesados
analizados en este trabajo se realizaron
con el método de Espectroscopía de
Emisión Atómica en Plasma Acoplado
Inductivamente (EEA-PAI). Con el
equipo ICP Iris Intrepid de Thermo
Elemental TM de óptica dual (Figura 1),
con una resolución de 0.0009 nm, y
controlado con el programa para
computadora TEVA 1.1\1.01.0 TM que
trabaja en ambiente Windows 2000 TM .

Las longitudes de onda (Tabla 1) para la
cuantificación de la concentración de los
metales pesados se seleccionaron con
base en las recomendaciones del Método
6010B de la United States Environmental
Protection Agency (USEPA) y la
experiencia laboral del personal del
Laboratorio del Centro de Estudios y
Proyectos Ambientales del Departamento
de Ingeniería de Proyectos de la
Universidad de Guadalajara.
Tabla 1. Longitudes de onda recomendadas
y límites de detección instrumental (LDI).
Metal Longitud de LDI,
onda,
nm
μg L -1
Cadmio 226.502 0.1
Cromo 267.716 3.5
Plomo 220.353 1.4
Níquel 231.604 4.9
Figura 1. Equipo ICP Iris Intrepid de
Thermo Elemental TM de óptica dual
3.3. Área superficial de los absorbentes
El área superficial de los materiales
usados como adsorbentes se determinó de
dos formas. La primera con el dato de la
hoja técnica proporcionada por el
fabricante para los materiales
comercialmente disponibles de carbón
activado y zeolita.
203
Para la segunda forma se determinó el
área superficial con la isoterma BET
(Brunauer, Emmet y Teller), cuyo
método está basado en la adsorción de
nitrógeno líquido (N2) y helio (He) en
concentración de 30% y 70%
respectivamente sobre el material.
Debido a su tamaño y sus interacciones
débiles el N2 sólo se adsorbe en las
superficies externas. Se usó un
Porosímetro SA-9600 Surface Area
Analyzer Horiba.
3.4. Cinética de adsorción
Las pruebas de adsorción se realizaron
por lotes en un equipo Enviro-Shaker
Orbit TM de Lab-Line Instruments, con un
control de agitación y temperatura en
cámara y 16 plazas para matraces
Erlenmeyer. Como adsorbentes a probar
se seleccionaron por sus posibles
propiedades de adsorción:
a) Carbón activado comercial de
origen vegetal, CAS 7440-44-0, Número
de catálogo 55615 (Hycel de México,
Zapopan, Jalisco, México).
b) Zeolita artificial comercial, CAS
1318-02-1, Número de catálogo 96096
(Fluka BioChemica, Italy).
Un primer grupo de experimentos se
diseñó para establecer la cinética de
adsorción en cada uno de los materiales.
Se desarrollaron seis experimentos con
cuatro matraces de prueba cada uno, en
cada experimento se prueba un
adsorbente y una concentración de
metales inicial de aproximadamente 10
mg L -1 con la disolución sales. A cada
matraz se le agregó 0.2±0.01g de
adsorbente y se mantuvo la temperatura
en 35±2°C. Se aplicó una agitación suave
de 160 rpm. A los 15, 60, 180 y 1260
minutos se sacaba un matraz, se filtraba
la disolución haciéndola pasar a través de
un filtro de fibra de vidrio y se analizó la

concentración final de metales pesados
por EEA-PAI.
Con los datos obtenidos se aplicaron los
modelos cinéticos de adsorción de
pseudoprimer orden y pseudosegundo
orden (Ecuación 3 y Ecuación 4,
respectivamente) para explicar el
comportamiento de la velocidad de
adsorción para cada metal. Con la curva
de la cinética para cada uno de los
metales se determinó el tiempo de
equilibrio para realizar las isotermas.
El análisis estadístico de regresión lineal
por mínimos cuadrados, así como la
interrelación entre la concentración y el
tiempo, con Análisis de varianza
(ANDEVA), se efectuó con ayuda del
programa Excel para Windows.
4. RESULTADOS
Esta sección está los resultados obtenidos
en los análisis preliminares de los
materiales adsorbentes, los datos
experimentales de la cinética de
adsorción ajustados al modelo general y
al modelo de pseudosegundo orden el
cual estadísticamente demostró ser la
ecuación con mayores coeficientes de
determinación (r 2 ). No se presentan los
resultados con el ajuste de pseudoprimer
orden ya que estadísticamente no fue el
modelo más apropiado.
4.1. Análisis preliminares a los
materiales adsorbentes
Los resultados de los análisis previos
hechos al carbón activado y a la zeolita
están resumidos en la Tabla 2. Es de
importancia resaltar que los dos
materiales adsorbentes tiene Ni y Cr
presente y el cual se tomará en cuenta
para la experimentación, compensándolo
del concentración de Ni y Cr añadida
para la cinética de adsorción.
El pH de los adsorbentes en
mezcla acuosa es importante, ya que
204
como se muestra en los experimentos de
adsorción, el carbón activado modificó el
pH original de algunas muestras.
Con respecto al área superficial, existe
una diferencia entre los valores
reportados por los fabricantes y el
analizado en este trabajo, son más bajos
los reportados por los fabricantes. Esta
diferencia puede deberse principalmente
al método usado para determinar el área
superficial, el área BET para este
proyecto se determinó con el mismo
método para todas muestras. En cambio
no se conoce cuál fue el método usado
por cada uno de los fabricantes de los
adsorbentes.
Tabla 2. Resultados de análisis efectuados a
los materiales adsorbentes.
Parámetro Adsorbente
Carbón
activado
Zeolita
Cd, mg kg -1

sólido-disolución. La cinética de
adsorción de los cuatro metales se
analizó con los modelos cinéticos de
pseudoprimer orden y pseudosegundo
orden a la muestra de disolución de sales
en su pH original inicial de 3.73. Este
estudio permite determinar la posible
capacidad de un material para ser usado
como adsorbente. Para el modelo de
pseudoprimer orden es necesario suponer
el valor de la capacidad de adsorción en
equilibrio, “qe”, para todos los casos se
toma a los 1260 min de contacto, valor de
tiempo obtenido en los experimentos de
cinética. En la Figura 2 están graficados
las cantidades de cada uno de los cuatro
metales adsorbidos en carbón activado y
zeolita. Aquí puede apreciarse con
claridad que el Pb(II) tanto en carbón
activado como en zeolita tienen los
valores más altos de adsorción, seguidos
del Cd(II) y el Cr(III) en carbón activado.
3
2.5
2
1.5
1
0.5
qt, mg g ‐1
Cinética de adsorción
ZE: Zeolita; CA: Carbón activado
0
0 200 400 600 800
t, min
1000 1200 1400
Figura 2. Cantidades de metal adsorbido
“qt” con respecto al tiempo para los 4
metales en carbón activado y zeolita.
4.2.1. Cinética de adsorción en el
carbón activado
En la Tabla 3 se muestran los cambios de
concentración de los cuatro metales con
respecto al tiempo de contacto con
carbón activado. Al tiempo t=0 se tiene la
concentración inicial (Co) del ion
metálico. En estos resultados se puede
apreciar que el Pb(II) (10.9058 mg L -1 ,
Pb
(CA)
Pb
(ZE)
Cd
(CA)
Cr
(CA)
Ni
(CA)
Cr
(ZE)
Cd
(ZE)
Ni
(ZE)
205
t=0 min) se adsorbió completamente en
el primer periodo del experimento, esto
es, antes de los 15 min de contacto
(

Adsorbente carbón activado
t qt
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
0 200 400 600 800 1000 1200 1400
‐1 , g min mg ‐1
Pb Cr Cd Ni
t, min
Figura 3. Ajuste al modelo de
pseudosegundo orden de adsorción de los
cuatro metales pesados en carbón activado.
Tabla 4. Valores de las constantes del
modelo cinético de pseudosegundo orden y el
coeficiente de determinación (r 2 ) para el
carbón activado.
Metal qe k2; g
mg -1
r 2
min -1
Pb 2.726 ∞ 1.0000
Cr 2.256 1.779 0.9999
Cd 2.282 3.150 1.0000
Ni 1.437 0.049 0.9997
Los valores reportados en la Tabla 4
representan las constantes de la ecuación
cinética de pseudosegundo orden en
carbón activado. Los valores de la
constante de determinación (r 2 ) y
ANDEVA confirman el ajuste al modelo.
El valor “∞” para la constante “k2” del
modelo es debido a que los últimos
valores de concentración estuvieron por
debajo del límite de detección para el Pb.
4.2.2. Cinética de adsorción en la
zeolita.
En la Tabla 5 se muestran los cambios de
concentración de los cuatro metales
pesados con respecto al tiempo de
contacto con zeolita artificial, graficados
en la Figura 3. En los resultados se
aprecia que los valores en disolución de
206
Ni(II), el cambio de concentración no
sobrepasa 2 mg L -1 .
El Cr(III) y el Cd(II) sólo
muestran una disminución importante en
su concentración en disolución durante
los primeros 15 min de contacto,
disminuyendo en promedio sólo 1 mg L -
1 . El Pb(II) fue el único metal que tuvo
una variación de concentración con
respecto al tiempo desde 10.9058 mg L -1
(t=0 min) hasta

experimentales con la zeolita confirma el
modelo de pseudosegundo orden. Para
discriminar al modelo de pseudoprimer
orden se aplicó una prueba de hipótesis
sobre la pendiente igual a cero aplicando
el estadístico F de Fisher-Snedecor.
Tabla 6. Valores de las constantes del
modelo cinético de pseudosegundo orden y el
coeficiente de determinación (r 2 ) para la
zeolita.
Metal qe k2; g
mg -1
min -1
Pb 2.729 0.256 0.9999
Cr 0.504 0.121 0.9998
Cd 0.408 0.149 0.9998
Ni 0.229 7.194 0.9999
El ajuste de los datos de
adsorción en zeolita dan como resultado
los valores principales de la ecuación
cinética de pseudosegundo orden (Tabla
6). Al igual que en el carbón activado
ANDEVA y el coeficiente de
determinación confirman el uso de este
modelo de velocidad.
El análisis de los resultados de la mezcla
de iones metálicos se hizo con base en el
segundo criterio expuesto al inicio de
este trabajo, es decir, tratar cada una de
las especies de la mezcla complejo de
forma independiente. Está fuera de los
objetivos de este trabajo proponer algún
modelo en el cual se considere la
interacción y competencia de los iones
metálicos como mezcla.
No se consideró realizar
experimentos independientes para cada
ion metálico porque también se quería
obtener una base experimental del
comportamiento en mezcla de los iones
metálicos.
De esta forma, se inició con una
concentración inicial teórica de 10 mg L -1
r 2
207
de cada ion metálico, misma que fue
confirmada con un análisis por EEA-PAI.
En general, el carbón activado
logró reducir a la concentración inicial
del Pb(II), Cr(II) y Cd(II) por debajo de
los LMP establecidos por la normatividad
mexicana de 0.2 mg L -1 , 0.5 mg L -1 y 0.1
mg L -1 , respectivamente. La
concentración final de Ni(II) al final del
experimento no cumple con los límites de
la normatividad.
En los experimentos de
adsorción en zeolita sólo se obtuvieron
concentraciones finales que cumplieran
con los LMP de la normatividad para el
Pb(II). La adsorción de los iones Cd(II),
Cr(III) y Ni(II) fue muy limitada, por lo
que no se recomienda para tratamiento en
campo.
Los drenajes ácidos de las minas
y la contaminación potencial a los
cuerpos de agua naturales pueden crear
ambientes acuosos con iones metálicos
en disolución, tal como el descrito en este
trabajo experimental. Al considerar la
adsorción como una alternativa para la
eliminación de metales pesados es
necesario considera la principal
característica del proceso: es selectivo.
Además de las condiciones operacionales
particulares de la tecnología aplicable en
campo.
En este trabajo se demostró que
el carbón activado es una de las mejores
opciones para la eliminación de plomo,
cadmio y cromo. A diferencia de la
zeolita que demostró ser más selectiva
para ciertos metales.

6. CONCLUSIONES
Este trabajo de investigación evaluó la
capacidad, a nivel laboratorio, de
tratamiento de agua de un carbón
activado y una zeolita comerciales para
eliminar iones metálicos (plomo, cadmio,
cromo y níquel) en disolución por medio
de la adsorción.
La mejor opción de tratamiento
en este experimento fue el carbón
activado para disminuir la concentración
de plomo, cadmio y cromo hasta niveles
por debajo de LMP de las norma
mexicanas.
La zeolita presentó un
comportamiento más selectivo de
adsorción, disminuyendo sólo la
concentración del plomo hasta niveles de
LMP o menores.
La eliminación de metales con adsorción
no genera lodos, ni aumenta la
conductividad final de la muestra, a
menos que el pH deba ser modificado
REFERENCIAS
208
para optimizar el proceso. Pero su
aplicación puede ser limitada porque si el
adsorbente tiene una capacidad de
eliminación baja, se requerirá una masa
total mayor del mismo para bajar las
concentraciones del metal hasta los
niveles requeridos.
El principal residuo generado por el
proceso de adsorción es el adsorbente
gastado, que se caracteriza por ser un
residuo peligroso por toxicidad, y cuyo
manejo y confinamiento debe hacerse
bajo la normatividad aplicable.
La aplicación de este proceso a
contaminación generada por minas debe
estar sometida a pruebas piloto y la
caracterización de otros parámetros
importantes, como son la reversibilidad
de la adsorción, el diseño y el costo de la
tecnología para uso en campo.
[1] CÁMARA MINERA DE MÉXICO -CAMIMEX. La industria minera en México.
México. D.F. Estadísticas en línea. Mayo de 2006.
[2] BERNAL-CASILLAS, J. DE J. Estudio comparativo entre métodos fisicoquímicos
para la eliminación de metales pesados contenidos en aguas residuales. Tesis Doctoral.
Guadalajara, Jalisco, México. Universidad de Guadalajara. Diciembre de 2006.

[3] METCALF & EDDY, INC. Wastewater Engineering. Treatment and Reuse. Fourth
Edition. International Edition. McGrawHill. 2003.
[4] DEMIRBAS, ERHAN; et. al “Adsorption kinetics for the removal of chromium VI
from aqueous solutions on the activated carbons prepared from agricultural wastes”. Water
SA. Volume 30. Number 4. Octubre 2004.
[5] EYDE, T.H.. “Zeolites”. Mining Engineering. Volume 56. Number 6. USA. June 2004.
[6] KVECH, STEVE Y TULL, ERIKA. “Activated carbon”. Water Treatment Primer.
Environmental Information Management. Civil Engineering Department. Virginia Tech.
USA. 2000.
[7] HO, Y.S. Y MCKAY, G. “A comparison of chemisorption kinetic models applied to
pollutant removal on various sorbents”. Trans IChemE. Institution of Chemical Engineers.
Volume 76. Part B. Hong Kong. Noviembre 1998.
[8] KNAEBEL, KENT S. Adsorbent selection. Adsorption Research, Inc. Technical Report.
(Formato electrónico). Dublin, Ohio. EUA. www.adsorption.com/ publications/
AdsorbentSel1B.pdf. Octubre 2002 consulta.
[9] RAKOVAN, JOHN. “Word to the wise: zeolite”. Rocks Miner. Volume 79. Number 4.
August 2004.
[10] DESILVA. “Activated Carbon Filtration”. Water Quality Products Magazine. Water &
Wastes Digest. www.wwdmag.com/wwd/
index.cfm/powergrid/rfah=%7Ccfap=/CFID/81070/ CFTOKEN/34526778/fuseaction/
showArticleSearchResults/tegoryIDList/ 159. January 2000.
[11] GROSO C., GERMÁN. El carbón activado granular en el tratamiento del agua.
Aconcagua Ediciones y Publicaciones. México. 1997.
209

210

INVESTIGACIÓN PARA EL TRATAMIENTO
PASIVO DE LOS EFLUENTES DE METALES
PESADOS SOCIEDAD MINERA CORONA – EX
– UNIDAD DE PRODUCCIÓN CAROLINA I
RESUMEN
JAIME ALBERTO HUAMÁN MONTES
Dr. Ingº de Minas, Profesor Principal, Vicerrector Académico de la Universidad
Nacional de San Cristóbal de Huamanga Ayacucho Perú
E-mail jhuamanmontes @yahoo.com.mx
La Ex – Unidad Minera Carolina I de la Sociedad Minera Corona S.A., se
encuentra ubicado en el paraje Coymolache, en el vertiente oriental de la cordillera
occidental, aproximadamente de 3,508 s.n.m. en el Departamento de Cajamarca,
Provincia de Hualgayoc, distrito de Hualgayoc que inicio sus operaciones desde
el año 1974 hasta 2005 minería subterránea polimetálica, en el año 2006, debido a
las protestas de la comunidades de la zona el Ministerio de Energía y Minas MEM
realizó el catastro de las áreas contaminadas alrededor de 300 áreas contaminadas
de toda la concesión minera, mientras que los efluentes provenientes de labores
mineras abandonas y los lixiviados de las demonteras abandonadas en lugares
inadecuadas fueron derivado mediante tubería hacia la planta de tratamiento a
exigencia del MEM, obligándolo a la empresa minera que presenten el proyecto
sobre cierre de mina.
El presente trabajo de investigación consiste hacer el seguimiento sobre el cierre de
mina que inició a partir del año 2010 trabajos consistentes en la recuperación de las
áreas degradadas, desmonteras y cierre de bocaminas que generan efluentes
contaminadas, dichos trabajos se encuentran de acuerdo a las normas ambientales
de cierre de mina y los protocolos de tratamiento de aguas ácidas, trabajos que lo
están realizando los propios comuneros de la zona mediante un programa de
tratamiento de pasivos de las área contaminadas , el objetivo final que éstas áreas
recuperadas se destine para el bienestar de estas comunidades en agricultura
ganadería y viviendas sin perjudicar a las futuras generaciones de la zona para su
desarrollo.
Durante la ejecución del tema se adjunta diseño de planta de tratamiento, cuadros y
fotografías antes y después del Plan de Cierre, trabajos que se encuentran
encuadrados en el aspecto técnico, legales relacionados con el plan de cierre. Los
conceptos de recuperación y rehabilitación de los pasivos ambientales es con la
finalidad estabilizar éstas áreas logrando diseñar una tecnología que cumpla con los
211

lineamientos de procesos limpios con fines de aprovechar flora y fauna, para
convertirlos en un recurso natural ambientalmente económico y sostenibles.
.
Palabra clave: Recuperación, tratamiento de efluentes, métodos y técnicas, para
usos económicos.
1.0 INTRODUCCIÓN
La Ex Unidad de Producción
Carolina N° 1, fue un centro minero que
se encuentra ubicada en el paraje
Coymolache, en el vertiente oriental de la
cordillera occidental, aproximadamente
de 3,508 m.s.n.m. en el Departamento de
Cajamarca, Provincia de Hualgayoc,
distrito de Hualgayoc, aproximadamente
a 90 Km, al Noroeste de la capital del
Departamento de Cajamarca y;
aproximadamente 10 Km. Por la
carretera Hualgayoc, en las cuencas del
rio Tingo, realizó actividades de
explotación y tratamiento de minerales
polimetálicos hasta el mes de junio del
2003, fecha en que paralizó sus
actividades de producción mineras,
constituyendo un proceso de
reorganización societaria de la
SOCIEDAD MINERA CORONA S.A.,
realizando contratos de transferencia
Sociedad Minera Corona a la Sociedad
Minera la Cima S.A., de fecha 04 de abril
del 2006, mas la concesión de beneficio;
por lo que se establece la recuperación
ambiental de los pasivos Ambientales de
efluentes, desmonteras, áreas
degradadas, instalaciones e
infraestructura que se encuentren
ubicadas en la Ex Unidad de Producción
CAROLINA N° 1, son obligaciones de
SOCIEDAD MINERA CORONA S.A.
que lo asume a plena responsabilidad
producido como consecuencia del
desarrollo de las actividades en la ex
Unidad de Producción Carolina N° 1.,
212
motivo que se detalla en su Plan de
Cierre aprobado por Resolución
Directoral Nº18-2009-MEM/AAM el 29
de Enero del 2009.
La Ex – Unidad Minera Carolina I
por la misma característica de una mina
en producción durante su operación ha
removido cantidades de materiales del
interior mina y que fueron transferido
para otros lugares sin una planificación
adecuada, por lo que restringe la
adaptación y la utilización de los
conceptos de recuperación y
rehabilitación de los pasivos ambientales
con la finalidad estabilizar éstas áreas
con fines de convertirlo en flora y fauna
caracterizados de acuerdo a la
geomorfología y geomecánica de estas
áreas objeto de remediación, la ejecución
de los trabajos dependerá, de los patrones
tecnológicos actuales utilizadas
esperando resultados con una profunda
modificación.
2.0 OBJETO DE REMEDIACIÓN
DE LOS EFLUENTES
eterminar los pasivos de efluentes
que corresponden a la explotación
minera subterráneas en la que se verificó
la degradación de suelos y contaminación
ambiental a las comunidades presente.
Inventariar las labores mineras, tales
como bocaminas, chimeneas y trincheras
durante la explotación subterráneas que
generan efluentes contaminantes con
metales pesados, contaminando el suelo.

Cuantificar las desmonteras, que
constituyen Stok Pile donde se
acumularon desmontes proveniente del
interior mina sin criterio técnico,
generando efluentes de metales pesados.
Aprovechar mejor los recursos de
flora y fauna de las comunidades,
mediante la remediación de los efluentes
mineros de la concesión minera Carolina
I.
Determinar áreas de infraestructura,
que incluyen áreas de funcionamiento de
oficinas, servicios auxiliares, almacenes,
talleres de equipos y maquinarias, áreas
degradas con aceites y grasa.
3.0 ASPECTOS LEGALES E
INSTITUCIONALES.
Ley Nº 28271, Ley que regula los
pasivos ambientales de la
actividad minera, publicado el 6
de julio de 2004.
Reglamento de pasivos
ambientales de la actividad
minera, aprobado mediante D.S.
Nº 059-2005-EM, su última
modificación con D.S. Nº 003-
2009-EM publicado el 15 de
enero de 2009.
Elaborar y actualizar el inventario
de pasivos ambientales
mineros.
Identificar a los responsables de
su remediación.
Decretos Supremos N° 016-93-
EM y N° 058-99-EM y demás
Normas Ambientales vigentes en
el Perú, define impacto ambiental
como cualquier alteración de las
propiedades físicas, químicas y
biológicas del medio ambiente,
causada por cualquier forma
213
material o energía resultado de las
actividades del hombre que
directa e indirectamente afectan a
la salud, seguridad y el bienestar
de la población aledaña a la
concesión, actividades sociales y
económicas, la biota, las
condiciones estéticas y sanitarias
del medio ambiente y la calidad
de los suelos que constituye
recursos naturales ambientales,
por lo que la empresa ha
elaborado una línea de base
realizando un inventario de los
diferentes pasivos ambientales los
mismo que se encuentran
registrados en el Ministerio e
Energía y Minas.
4.0,- METODOLOGÍA
Plan de Cierre de Minas: Es un
instrumento de gestión ambiental
conformado por acciones técnicas y
legales, que deben ser efectuadas por el
titular de actividad minera, a fin de
rehabilitar las áreas utilizadas o
perturbadas por la actividad minera, para
que éstas alcancen características de
ecosistema compatible con un ambiente
saludable y adecuado para el desarrollo
de la vida y la conservación del paisaje.
La rehabilitación se llevará a cabo
mediante la ejecución de medidas que
sean necesario realizar antes, durante y
después del cese de operaciones, para
asegurar el cumplimiento de los objetivos
de cierre.
Con el fin de lograr un estudio sobre
terrenos contaminados a consecuencia de
los efluentes que constituye un pasivo
ambiental de efluentes abandonados por
la Ex - Unidad de Producción Carolina I,
en sus diferentes actividades mineras
contrarias al desarrollo sostenible que pre

activaron riesgo a la flora y fauna,
perjudicando el aspecto social y
económico de las comunidades en torno a
la ex – concesión minera, por lo que los
actores gobierno las comunidades y la
empresa procedieron remediar los suelos
procedente de un pasivo de efluentes
dejado por la unidad minera.
J. Vidalón G. menciona sobre los
metales pesados, en número atómico > 20
y densidad > 6,0 g/cm 3 . Entre los metales
pesados hay dos grupos :
• Oligoelementos o micronutrientes:
As, B, Co, Cr, Cu, Mo, Mn, Ni,
Fe, Se y Zn.
• Metales sin función biológica: Cd,
Hg, Pb, Sb, Bi, Sn, Tl.
Potencialmente nocivos a la salud
humana y animal, a las plantas,
contaminan suelos y aguas.
Presentes en forma natural en
suelos, aún sin perturbación antrópica.
Los suelos pueden contaminarse
con metales mediante contacto con
residuos industriales, mineros y
vertederos de residuos.Tienen
comportamientos ambientales muy
diferentes en sus diversas formas
químicas.
Los metales pesados y/o metals
básicos y los óxidos de fierro, suelos
provewnientes del interior mina o de los
desmontes pueden infiltrarse en el agua y
al entrar en la cadena alimenticia a través
de las plantas que crecen en tales suelos y
son usadas en alimentación, el aumento
de la concentración de metales pesados
en suelos fueron identificados a partir de
las labores mineras y/o por actividades
antrópicas.
Metales pesados en el suelo: como
iones libres, compuestos solubles
214
y compuestos insolubles (óxidos,
carbonatos e hidróxidos).
Cantidad de metales disponibles
en el suelo varía en función del
pH, contenido de arcillas,
contenido de materia orgánica, la
capacidad de intercambio
catiónico y otras propiedades.
La toxicidad y los altos contenidos
de metales en el ambiente, hacen
necesaria una acción de
remediación para cuidar la salud
humana y el ambiente.
En general, los metales pesados
incorporados al suelo en Carolina I
pueden seguir 4 diferentes vías:
1. Quedan retenidos en el suelo
(disueltos en la fase acuosa del
suelo, ocupando sitios de
intercambio o específicamente
2.
adsorbidos sobre constituyentes
inorgánicos del suelo, asociados
con la materia orgánica del suelo
y/o precipitados como sólidos
puros o mixtos)
Pueden ser absorbidos por las
plantas y así incorporarse a las
cadenas tróficas
3. Pasan a la atmósfera por
volatilización
4. Se movilizan a las aguas
superficiales o subterráneas.
4.1. - Planificación y recuperación
de los pasivos ambientales
La recuperación de los pasivos
ambientales como parte de la explotación
de la Ex - Unidad minera ha sido
planificado antes de la implementación y
construcción, áreas abandonadas en
zonas de las comunidades circundantes a

la concesión, muchas de ellas son áreas
que corresponde a terrenos cultivables de
las comunidades para fines de agricultura
y ganadería.
Teniendo en cuenta estas
observaciones, cabe destacar también
que, desde punto de vista técnica, existe
dos aspectos que pueden ser subrayados
y constituyen sobre todo en el escenario
de la explotaciones mineras en operación:
Caso Carolina I, la unidad minera dentro
de sus actividades no planificó las
actividades de recuperación de la áreas
degradadas, como lo están haciendo
actualmente de manera simultánea otras
empresas mineras que se encuentran en
operación . Se trata, así, de agregar la
recuperación a lo cotidiano de la
explotación, no restringiéndose al final
de ella, lo que frecuentemente inviabiliza
la recuperación frente de ella, lo que
frecuentemente inviabiliza la
recuperación frente a los recursos
financieros necesarios (Bauer, 1990.).
En el segundo lugar, el desafío
de la recuperación orientada de acuerdo
con el plan previo, o sea, ejecutado con
base en decisiones expresadas en un
documento previamente discutido y
definido entre el Empresario, el Estado y
la Sociedad que son directamente
comprometidas.
215
4.2.- Medidas de recuperación de los
pasivos ambientales.
FOTO N° 01 Drenaje agua de mina Satélite
FOTO N° 02 Desmontera
El drenaje de agua acida de esta labor
subterránea contiene metales pesados y
óxidos de fierro según reporte del
laboratorio estos metales pesados tienen
un PH que oscila entre 2 – 3.5 oxígeno
disuelto de 0 – 40% durante la auditoría
ambiental que se realizaron año 2009 se
determinaron alrededor de 300 áreas
contaminadas abandonadas o inactivas a
la fecha de vigencia de la Ley del cierre
de mina.
Las instalaciones de efluentes, debido a
las operaciones mineras y las áreas

abandonadas an constituido impactos
negativos en la zona de la concesión
En caso de las desmonteras podemos
observar la construcción y las
instalaciones de coronación no han sido
bien construidas, por lo que han
producido contaminación de metales
pesados producto de la lixiviación y otros
óxidos existentes, por lo que se debe
considerar:
1. La existencia de contaminantes,
ya que los metales no pueden ser
degradados o descompuestos, sólo
se distribuyen en el entorno en
distintas formas.
2. La biodisponibilidad de elementos
tóxicos, como por los metales tiene
alta dependencia de:
• La especie o forma química,
• La concentración, y
• El tamaño de partícula en la que
ocurre.
La estabilidad de los metales pesados y
los óxidos es afectada por la solubilidad
con el agua y la variabilidad del pH .
La Ex Unidad de Producción Carolina
N° 1, fue un centro minero donde la
SOCIEDAD MINERA CORONA S.A.,
realizó actividades de explotación y
216
tratamiento de minerales polimetálicos
hasta el mes de junio del 2003, y el 04 de
abril del 2006, realizó en inventario de
los pasivos ambientales motivo de la
recuperación ambiental, que se deriven
de las instalaciones e infraestructura que
se encuentren ubicadas en la Ex Unidad
de Producción CAROLINA N° 1, de la
clausula primera del contrato, sobre
obligaciones de SOCIEDAD MINERA
CORONA S.A. que establece, que
SOCIEDAD MINERA CORONA S.A.
asume plena responsabilidad por los
impactos al medio ambiente, que se
hubiese producido como consecuencia
del desarrollo de las actividades en la ex
Unidad de Producción Carolina N° 1,
motivo que se detalla en su Plan de
Cierre aprobado por Resolución
Directoral Nº18-2009-MEM/AAM el 29
de Enero del 2009. Una vez identificados
los procesos de degradación y los
impactos ambientales dejados por las
actividades mineras, los mismos que
fueron percibidos por la comunidades de
la zona ante los potenciales eventos
adversos en los espacios con fines de
flora y fauna un bien ambiental
económico para la sociedad, por lo que se
implementaran medidas correctivas de
dar soluciones que pueden ser ilustradas
la secuencia seguida, figura 01.
INDENTIFICACION Y CARACTERIZACIÓN DE LOS PASIVOS AMBIENTALES DE EFLUENTES
DISTUBADAS
IDENTIFICACIÓN DE LOS IMPACTOS AMBIENTALES NEGATIVOS
DEFINIR TECNICAS Y MEDIDAS DE REMEDIACIÓN LAS AREAS DISTUBADAS CON EFLUENTES
ÁCIDAS
CIERRE DE PASIVOS: IMPLEMENTACIÓN, CONSTRUCCIÓN, MANTENIMIENTO OPERATIVIDAD DE
LAS AREAS RECUPERADAS Y DE EFLUENTES ÁCIDAS

Figura 1.- Secuencia general de
actividades para la definición e
implementación de medidas técnicas de
remediación de efluentes de las diferentes
labores mineras.
La recuperación de las áreas degradadas
de algún modo constituye los conceptos
en relación a ecosistemas degradados y
destruidos, trata del tema con perspectiva
más apropiada en el medio biótico. Con
respecto al medio ambiente físico, vale
mencionar algunos términos:
RESTAURACIÓN: consiste en
reproducción de las condiciones exactas
del lugar, tales como eran antes de ser
alteradas por la intervención del hombre
y/o otros fenómenos.
RECUPERACIÓN: consiste que el lugar
alterado por la intervención del hombre
sea recuperado el área al lugar del
equilibrio o estabilidad ambientalmente
correctivas y su mantenimiento
respectivo sea sistemático y objetivo, de
modo evitar la reactivación de estos
procesos.
Foto N° 3 Cierre de bocamina
Cierre de bocamina, los efluentes ácidas
de metales pesados que tuvieron
anteriormente en forma química de
217
metales, el suelo y los particulados en
suspensión es establecida con una
adecuada estrategia de remediación, de
tal manera el suelo puede ser convertido
en un sitio seguro, para agricultura.
La caracterización del área es
importante para una adecuada estrategia
de remediación, el encapsulamiento y la
derivación del efluente factores que
influirán en la biodiversidad y
biodisponibilidad.
REMEDIACIÓN: consiste a la
aplicación de estratégicas físico –
químico para evitar el daño y la
contaminación en suelos , una vez
extraídos los contaminantes se aplicaran
las operaciones necesarias para reponer el
medio alterado, como reposición de
vegetación, terreno, fauna.
Las actuaciones realizadas por la empresa
han retirado los lodos y tierras
contaminadas, para posterior adicionar el
material de préstamos eminentes
orgánicos. Asimismo los efluentes
contaminados fueron derivados a la
planta de tratamiento de aguas ácidas.
Foto Nº 04 Remediación trinchera

Una trinchera acumulado de desmontes
se encuentra totalmente remediada
utilizando toda la tecnología con fines
económicos
agricultura.
preparado para la
Las consideraciones técnicas,
desterminar especie del mineral
contaminante y otras especies
acompañantes indeseables, con
conocimiento de causa necesario para
218
evaluar la factibilidad de su aplicación al
suelo a tratar.
• El encapsulamiento con material
orgánica solución real de tratamiento.
Su ventaja: aplicable a cualquier tipo
de contaminación.
En algunos casos se estabiliza el suelo
contaminado mediante un ligante como
cemento y se confina para estabilidad
física y química.
Elección del Tratamiento según la Curva de Acidez (Fuente: Osvaldo ADUVIRE)
PREDICCION DE LA GENERACION ACIDA
Reacciones que generan y consumen acidez(Fuente: Osvaldo ADUVIRE):

4.3.- Recuperación en función del tipo
de actividades
Desde punto de vista geomorfológico o
geológico de la zona en lo que se refiere
el aspecto físico y químico en un medio
ambiente degradado, se puede observar,
erosión, deslizamiento, aguas ácidas
provenientes de las bocaminas Ver Foto
Nº 01. Las técnicas aplicables a la
recuperación se pueden distinguir en tres
conceptos básicos.
• Tecnologías de revegetación que
consiste de adecuar el área para
fines de agricultura y/o reforestar.
• Tecnologías geomecánicas y
geoquímicas , consiste la ejecución
de obras de ingeniería ( con o sin
estructuras de contención),
incluyendo así mismo el estudio de
los recursos hídrico, que sus
resultados se encuentren con
estabilidad físico y química del
lugar con el medio ambiente.
• Tecnologías de remedición, consiste
en la ejecución de métodos de
tratamiento de elementos químicos,
pudiendo ser también biológico,
como la bioremediación, destinados
a eliminar, neutralizar, confinar,
inmovilizar o transformar los
contaminantes del suelo y las aguas(
tratamiento in situ) con eso notar la
calidad de ambos.
• Las medidas de recuperación
consideradas se han tipificado en
tres áreas
4.4.- Medidas aplicadas de las áreas
disturbadas.
219
La medidas correctivas usualmente
empleadas en la recuperación de estas
áreas deben ser utilizada para un bien
social económico a las comunidades en
torno a la concesión, las técnicas a
considerar:
• Remodelamiento de las superficies
topográficas y paisaje a través de
terraplenes
• Retiro de materiales , que
constituyen capas de suelos
superficial no orgánico y ser
aislados y capsulados .
• Preparaciones de un nuevo capa de
suelo orgánico hasta convertir
viable de un bien económico.
• Mantenimiento de tal manera sea
sostenible en el tiempo.
4.5.- Medidas aplicadas en áreas de
deposición de material
estéril.
Las medidas correctivas usualmente
empleadas en áreas de deposición de
material estéril son:
Técnicas de recubrimiento y estudio de la
estabilidad de taludes. Las pilas de
estériles deben ser controladas, en ellas
el material desmonte son dispuestos de
forma ordenada de abajo hacia arriba,
con canales intermedias de drenajes y
taludes de inclinación adecuada para
permitir la revegetación y de ésta forma
reducir los riegos de erosión y drenaje de
aguas ácidas producidos por la lluvia y
las conducen aguas abajo recolectadas,
las pilas de estériles debidamente
proyectada técnicamente. Ver figura Nº
02.

Canal Colector de Lixiviados
Angulo de inclinación del
talud 25°
Figura Nº 02 Desmontera, recuperada y revegetada
Tratamiento de efluentes líquidos,
conteniendo sólidos en suspensión, y de
igual modo tratamiento de lixiviados
ácidos provenientes del drenaje en pilas
de desechos o estériles.
5.0.- PLANTA DE TRATAMIENTO
Los efluentes provenientes de las
diferentes bocaminas, desmonteras y
escorrentías son canalizados hacia la
planta de tratamiento, las aguas tratadas
son vertidas al cuerpo receptor rio tinco y
los lodos de las pozas de sedimentación
mediante bombas son transportados
mediantes tuberías al interior mina.
220
6.0.- CONCLUSIONES
1. Una adecuada gestión de aguas de
mina y un eficiente tratamiento de
los efluentes, permite alcanzar un
equilibrio sostenido entre actividad
minera, el medio ambiente y las
comunidades aledañas a la
concesión.
2. Las técnicas de remediación de
suelos contaminados permite la
estabilidad física y química para la
reutilización para la flora y fauna.
El desafío de la recuperación de suelos y
remediación de aguas de minas son
documentos aprobados de acuerdo a las
normas del plan de cierre de minas, del
mismo previamente discutido y definido
entre el Empresario, el Estado y la
Sociedad que son directamente
comprometidas.

7.0 REFERENCIA BIBLIOGRAFICA
1.- ADUVIRE, Oswaldo (2011) Mejoras técnicas disponibles en la prevención, control y
remediación de aguas ácidas de mina. 7º Congresos internacional de medio ambiente
seguridad y responsabilidad social en minería y metalúrgia octubre 2011. Lima – Perú.
2.- GUEDES, Ana L.M (1999) Programas Ambientales en empresas. Tese de mestrado –
PUC Rio de Janeiro.
3.- HUAMAN, Jaime ( 1999), Auditoria ambiental Carolina I. Inventario de los pasivos
ambientales .
4.- HUAMAN, Jaime ( 2010) Auditoria ambiental Carolina I. Remediación de pasivos
ambiental.
5.- VIDALON, Jose (2011) Remediación de suelos con plomo. 7º Congresos internacional
de medio ambiente seguridad y responsabilidad social en minería y metalúrgia octubre
2011. Lima – Perú.
221

222

TECNICAS DE PREVENCION Y CONTROL DE
LA GENERACION ACIDA EN MINERIA
RESUMEN:
OSVALDO ADUVIRE
Dr. Ing. de Minas.
SVS Ingenieros S.A.C. Jefe de Proyectos Mineros
e-mail : oaduvire@svs.com.pe
La minería como actividad dedicada a la extracción de recursos que alberga un
yacimiento, genera un gran volumen de materiales y residuos sólidos que deben
almacenarse adecuadamente en depósitos de desmontes y relaves denominados
botaderos y relaveras, por lo general, estos residuos mineros suelen contener
sulfuros que en contacto con la atmósfera y agua inician unos complejos procesos
de transformaciones físicas, químicas y biológicas, que dan origen a la generación
de drenajes ácidos de mina. En la práctica la velocidad de la generación ácida va a
depender de una serie de factores como: las características fisicoquímicas del
macizo rocoso excavado, de las condiciones de almacenamiento de estos materiales
y residuos, y de la posibilidad de que estos materiales entran en contacto con agua
y aire.
La introducción de innovaciones técnicas en el desarrollo y planeamiento de
proyectos mineros desde su inicio hasta el cierre, ayuda a reducir las alteraciones e
impactos que genera la actividad minera, estas actividades principalmente están
orientadas al manejo de los estériles de mina y los residuos de los procesos de
beneficio de minerales, además permite hacer un uso racional de los recursos, así
como el reciclado y el aprovechamiento de estos residuos mineros. Para ello se
realiza estudios de caracterización geoquímica de la roca excavada y ver su
comportamiento en el tiempo ácido productores o ácido consumidores (generadores
de alcalinidad), permitiendo de esta forma predecir la calidad de los drenajes
cuando se produzca la alteración de todo el material excavado. En la
caracterización geoquímica de estos materiales y residuos, generalmente se recurre
al empleo de ensayos estáticos en el que se determina el potencial ácido/base de los
materiales o a ensayos cinéticos (principalmente métodos de lixiviación) insitu o en
223

laboratorio en los que se reproducen las condiciones ambientales de campo (físicas,
químicas y biológicas), que junto con la revisión de otros parámetros como pH en
pasta, contenido de azufre como sulfuro, test de efervescencia y mineralogía,
permiten evaluar la posibilidad de generación ácida a largo plazo en caso que los
residuos de mina y las rocas excavadas experimenten procesos de alteración o
lixiviación.
En este trabajo se describen las mejores técnicas disponibles introducidas en la
prevención, caracterización y control de la generación ácida, así como en el manejo
de materiales (rocas excavadas) y residuos mineros (desmontes y relaves) a fin de
buscarle un uso a estos materiales y residuos o mejorar el sistema de
almacenamiento a largo plazo.
1. INTRODUCCION.
En la actualidad se están imponiendo
procesos mineros innovadores que
permiten considerar a los residuos
mineros sólidos y líquidos como recursos
potenciales a través de programas de
valorización y aprovechamiento de
subproductos. Este planteamiento
fomenta el uso racional de los recursos
naturales mediante técnicas más
eficientes que incrementan el número de
aplicaciones de los recursos y reducen el
volumen final de residuos, al mismo
tiempo estas actuaciones constituyen una
oportunidad de negocio de subproductos
y materiales secundarios, además de
constituir una vía a la reducción de los
costos de tratamiento y almacenamiento
final.
Para un adecuado manejo de materiales
(rocas excavadas) y residuos mineros
(desmontes y relaves) se están
introduciendo programas de evaluación
de generación ácida a fin de elegir el uso
más adecuado de estos materiales o el
sistema de almacenamiento eficiente a
largo plazo de estos materiales.
224
2. OBJETIVOS.
Describir técnicas de caracterización
geoquímica para materiales y residuos
mineros que permitan predecir la
generación ácida a partir de ensayos de
laboratorio denominados ensayos
ácido/base que simulan las reacciones
que experimentarán los materiales
excavados cuando entran en contacto con
la atmósfera y agua de lluvia e inicien un
complejo mecanismo de oxidación que
pueden terminar generando drenajes
ácidos.
3. METODOLOGIA.
Para la caracterización geoquímica de
sólidos se han tomado muestras de rocas
y residuos mineros y se sometieron a
ensayos o pruebas estáticas usualmente
recomendadas en este tipo de estudios.
Estas pruebas contemplan por un lado la
determinación del pH en pasta, cuyo
objetivo es determinar la eventual
presencia de acidez acumulada por
oxidación o meteorización previa de los
sulfuros contenidos en el material y, por
otro lado, un balance ácido/base (ABA).

En el ensayo o test ABA, se estima la
cantidad de ácido que podría generar una
muestra por oxidación total de la pirita o
sulfuro contenido en la misma y la
cantidad de material que genera
alcalinidad que puede neutralizar la
acidez generada.
Por lo general, estos ensayos ácido/base
constituyen procedimientos rápidos y
sencillos para evaluar la posibilidad de
formación o no de acidez, sin embargo,
para lograr una mayor exactitud en la
evaluación ésta información debe
correlacionarse con otras variables como:
pH, contenido de azufre, capacidad de
aportar alcalinidad (efervescencia),
mineralogía, granulometría, así como
estudios analíticos que sirven para ajustar
o corregir la valoración.
4. CARACTERIZACION DE
RESIDUOS MINEROS.
4.1. Generación y Control de la Acidez
La consecuencia directa de la actividad
minera al llevar a cabo la explotación de
un yacimiento es la geodisponibilidad de
materiales hacia el medioambiente, estos
materiales excavados en contacto con la
atmósfera y agua inician unos complejos
procesos de transformaciones físicas,
químicas y biológicas, que dan origen a
unos drenajes de mina que por lo general
son ácidos y contienen elevadas
concentraciones metálicas. Los efluentes
así generados son una de las principales
fuentes de biodisponibilidad de
elementos contaminantes que degradan la
calidad de los ecosistemas acuáticos. La
actividad minera ya sea en su etapa de
exploración o explotación acelera la
alteración física y química de los
materiales geológicos, al exponer
225
mayores áreas superficiales de los
materiales excavados a la meteorización
que podrían generar descargas con carga
contaminante.
La mayoría de los yacimientos contienen
mineralizaciones de sulfuros metálicos, y
en muchos casos las rocas en donde se
emplazan los yacimientos o el cuerpo
mineralizado también puede contener
minerales tipo sulfuros no
comercializables, aunque también existen
mineralizaciones emplazadas en roca
caliza. La pirita (FeS2) es uno de los
sulfuros más comunes, cuando se oxida,
puede liberar acidez, sulfato y otros
elementos. La oxidación de la pirita, por
acción del oxígeno, incluye la oxidación
de Fe 2+ a Fe 3+ y la precipitación de hierro
como hidróxido, que en el caso de la
pirita tiene la siguiente reacción general:
2FeS2+15/2 O2 +7H2O → 2Fe(OH)3 +4H2SO4
Por lo general los sulfuros representan la
principal fuente de generación de acidez
en materiales geológicos o residuos
mineros como rocas de desmonte o
relaves. En algunos casos el ácido
generado por la oxidación del sulfuro
suele ser consumido por la disolución de
otros minerales como la calcita o rocas
como la caliza presentes en las zonas de
excavación que tienen la capacidad
inherente para neutralizar la acidez. La
capacidad de un mineral para neutralizar
o generar acidez está en función a su
composición y a su velocidad de
meteorización, que en muchos casos
estas reacciones son catalizadas por
bacterias que potencian enormemente la
generación ácida.
Los carbonatos, como la calcita (CaCO3),
son minerales básicos altamente reactivos
que se disuelven rápidamente para

neutralizar la acidez. En la reacción
anterior se asume la equivalencia de que
se producen dos moles de ácido por cada
mol de azufre, estos moles de acidez
generados (2H + ) pueden ser neutralizadas
por compuestos alcalinos según la
siguiente reacción:
CaCO 3 + H 2SO 4 → CaSO 4 + CO 2 + H 2O
De donde se deduce que un mol de
azufre puede ser neutralizado por un mol
de CaCO3. Por tanto, para neutralizar la
acidez generada por un mol de azufre se
requiere como mínimo dos moles de
carbonato. Con estas consideraciones, se
deduce que para asegurar la
neutralización de un material
potencialmente generador de acidez se
requiere aproximadamente tres veces la
cantidad de material que consume acidez
(alcalino).
En menor medida los minerales
silicatados como las micas, biotitas y
feldespatos suelen neutralizar la acidez,
aunque estas reacciones generalmente
son más lentas que los carbonatos,
también contribuyen a la neutralización
de la acidez.
4.2. Ensayos para estimar el potencial
de Acidez
Por lo general se recurre a los Test ABA
(Acid-Base Accounting) que da
información sobre generación o no de
acidez sobre muestras representativas, en
función de:
- pH en pasta y Efervescencia
- Especies de azufre, incluyendo azufre
total, sulfuro y sulfato
226
- Potencial de neutralización (NP),
basado en mediciones de NP, carbono
y elementos totales
- Potencial de Acidez (AP), basado en las
especies de azufre
Uno de los indicadores utilizados en la
valoración de acidez es el Potencial Neto
de Neutralización (NNP), que es la
capacidad de un mineral o material para
generar o consumir acidez y se obtiene
por diferencia entre el potencial de
neutralización (NP) y el potencial de
acidez (MPA o AP) o acidez total en la
muestra (ver Figura 1).
Cuando el potencial neto de
neutralización (NNP=NP–AP), entregue
un valor negativo por debajo de -20
indica que existe un potencial de
generación ácida. Por el contrario, un
valor positivo del NNP mayor a +20
indica que la capacidad de neutralización
supera la capacidad de generación de
acidez y por lo tanto el material no es
potencialmente generador de acidez (Fig.
2). Pero cuando los valores de NNP están
entre -20 y +20 la predicción de la
producción ácida es incierta y/o algo
dificultosa, por lo que es necesario ver la
composición mineralógica de las
muestras, antes de pasar a ensayos
cinéticos u otros estudios que simulen el
comportamiento de la muestra a largo
plazo. Todos los valores se reportan en
cantidad equivalente de carbonato de
calcio (CaCO3). Otra relación que
permite determinar el potencial de
generación ácida en fase sólida, lo
constituye las siguientes relaciones:
Si NP/MPA > 3 no producirá drenaje
ácido
Si 1 < NP/MPA < 3 esta rango de
incertidumbre

Si NP/MPA < 1 posible generación de
drenaje ácido (relación 1:1 o menor)
De igual forma, para confirmar o
descartar la generación o no de acidez las
muestras también se someten a análisis
mineralógicos por difracción de Rayos X.
Figura 1. Relación de los potenciales de
generar y consumir acidez para determinar
la generación ácida de residuos mineros.
Figura 2. Relación NP/AP y NNP para
delimitar las zonas de generación ácida
227
4.3. Análisis Mineralógico
Para ajustar la predicción de acidez en
una muestra y sobre todo cuando los
resultados ABA dan valoración incierta,
la mineralogía aporta información sobre
las especies mineralógicas presentes y
sus contenidos con un determinado límite
de detección, mediante la realización de
análisis mineralógicos semicuantitativo
por Difracción de Rayos X (ver Tabla 1 y
Figura 4).

Tabla 1. Mineralogía contenida en una muestra de relave.
Los estudios mineralógicos identifican
los minerales de una muestra a través de
microscopios ópticos, láser y difracción
de rayos-X, esta información es muy
importante porque es complementaria a
los ensayos ABA. Conociendo en detalle
la mineralogía, se puede predecir la
química de los drenajes, asumiendo que
estos pueden verse influenciados por las
impurezas que contienen y acompañan a
los minerales que afectan la composición,
las tasas de reacción y la química del
agua.
228
La composición mineralogía obtenida a
través de los análisis mineralógicos nos
da información de los minerales
presentes con sus concentraciones en
porcentaje y sus difractogramas, que es
muy útil para muestras con contenidos
significativos de cuarzo y sílice con
comportamiento incierto en los ensayos
ABA. Como en el caso de la Figura 3 los
datos ABA indican generación ácida,
pero, observando su mineralogía el
contenido de minerales sulfurosos (pirita)
que generan acidez solo representan el
1,74% y más del 55% de la muestra
corresponde a cuarzo.

Figura 3. Relación entre NP y AP con la mineralogía presente para indicar el potencial de
generación ácida.
La correlación entre mineralogía y
ensayos ABA ayuda a una mejor
caracterización geoquímica de los
materiales y residuos mineros, sobre todo
cuando los ensayos ABA dan resultados
inciertos. Esto permite diseñar con mayor
precisión los depósitos de desmonte y
relaves, y adecuar la planificación del
movimiento de materiales excavados al
menor costo y mayor control ambiental.
4.4. Evaluación de generación ácida en
Fase Sólida.
Teniendo en cuenta que con el tiempo
algunos minerales se comportan como
ácido productores y otros como
generadores de alcalinidad que
neutralizan la acidez, conociendo esta
característica se puede predecir la calidad
de los drenajes de mina cuando se
produzca la alteración de los materiales
229
excavados. Para ello se recurre al empleo
de uno o varios ensayos estáticos en el
que se determina el potencial ácido/base
de los materiales. También se suele
emplear ensayos cinéticos
(principalmente métodos de lixiviación)
insitu o en laboratorio en los que se
reproducen las condiciones ambientales
de campo (físicas, químicas y
biológicas). Y en otros casos se recurre al
empleo de técnicas que incluyen
procedimientos geofísicos y/o
geoquímicos.
Los ensayos estáticos, se basan en la
evaluación del balance entre el potencial
de generación ácida AP (oxidación de
minerales sulfurosos) y la capacidad de
neutralización ácida NP (disolución de
carbonatos y otros minerales que aportan
alcalinidad). Utilizando estos potenciales,
los residuos mineros se puede

caracterizar mediante indicadores como
el potencial neto de neutralización
(NNP), o la relación ácido/base (NP/AP)
y Contenido de Azufre como sulfuro (Fig.
4). También se puede clasificar según los
resultados obtenidos en los ensayos de
generación ácida neta (NAG) en función
a la medida de la conductividad eléctrica
(EC) y pH en pasta.
La Generación Neta de Acidez (NAG)
sirve para determinar la probabilidad de
generación de drenajes ácidos, mediante
la aceleración de la oxidación y de las
reacciones de neutralización. A pesar del
nivel de interpretación requerido los
ensayos NAG son métodos preferidos
para la caracterización de estériles y
residuos de mina.
En la práctica, con los ensayos NAG se
puede clasificar los materiales excavados
y los residuos de mina que se almacenan
tanto en los depósitos de desmonte
(Escombreras) como en los depósitos de
relaves que proceden de los procesos de
beneficio o los residuos de las pilas de
lixiviación, y hacer una agrupación como
la presentada en la Tabla 2.
Por oto lado, haciendo una correlación
entre el ratio NP/AP con el contenido del
azufre como sulfuro en porcentaje,
también se puede determinar los límites
del potencial de generación ácida de las
muestras y materiales (Fig. 4). En
general, cuando el ratio NP/MPA es 3:1 o
mayor y el contenido de azufre como
sulfuro es menor a 0,3 % no hay
generación de acidez o el riesgo de que
se generen drenajes ácidos es muy bajo.
230
Figura 4. Relación NP/MPA y S para
indicar el potencial de generación ácida.
4.4. Efervescencia en la predicción
ácida.
Los carbonatos (calcita, dolomita) tienen
una importante característica
identificativa, que es dar efervescencia
con desprendimiento de CO2 en contacto
con una solución de ácido clorhídrico,
incluso en frío:
CaCO3 + 2ClH → CO2 + H2O + CaCl2
Teniendo en cuenta esta característica de
los carbonatos, en la Tabla 3 se muestra
una escala de efervescencia que ayuda a
estimar la capacidad de contrarrestar la
generación ácida en materiales y residuos
mineros.
Tabla 3. Efervescencia como indicador de
capacidad de neutralización.

Valores de efervescencia 1 o 2 en las
muestras indican que poseen un déficit
alto de alcalinidad, siendo este déficit
231
mayor cuando el pH en pasta de los
sólidos es menor a 4,5.
Tabla 2. Caracterización de Residuos Mineros en función al pH en pasta y la Conductividad
(Environment Australia, 1997).
TIPO DE
MATERIAL
I A
I B
I C
II
III
CARACTERÍSTICAS
GEOQUÍMICAS
No forma acidez
Nada, baja o moderada
salinidad
NAG: pH > 4 y EC (1:5) <
0,8 dS/m
NAG: pH > 4 y EC (1:2) <
1,5 dS/m
No forma acidez
Alta salinidad
NAG: pH > 4 y EC (1:5) 0,8-
1,3 dS/m
NAG: pH > 4 y EC (1:2) 1,5-
2,5 dS/m
No forma acidez
Extrema salinidad
NAG: pH > 4 y EC (1:5) >
1,3 dS/m
NAG: pH > 4 y EC (1:2) >
2,5 dS/m
Potencial formador de acidez
Riesgo bajo
3 < NAG: pH < 4
Potencial formador de acidez
Riesgo alto
NAG: pH < 3
RECOMENDACIONES
Apropiado para cualquier tipo de
construcción y relleno.
No requiere especificación geoquímica.
Apropiado para trabajos de restauración.
Apropiado para rellenos en general.
No deseable para recuperación de terrenos
salinos.
Evitar dejar áreas con 30 cm de superficie
libre.
Puede utilizarse como relleno en general,
siempre que este aislado del núcleo de la
presa.
No dejar áreas restauradas con 50 cm de
superficie.
No apropiado para usos en construcción y
rellenos en general, a menos que el núcleo
de la presa este compactado y aislado de
lixiviados.
No dejar áreas con 1 m de superficie libre o
de talud final de la escombrera.
Estos materiales pueden convertirse en tipo I
si se mezclan con caliza u otros materiales
que neutralizan la acidez.
Sus lixiviados deben ser encapsulados y
aislados.
Debe depositarse en capas compactadas.
Ubicar este material en el centro de las
escombreras.
No dejar áreas con 1 m de superficie libre o
5 m en el talud final de la escombrera.

En restauración poner una capa compactada
de material tipo I C sobre el de tipo III
antes de colocar los suelos de cobertera
(arcillas, tierra vegetal y otros).
Estos materiales pueden convertirse en tipo I
si se mezclan con caliza u otros materiales
que neutralizan la acidez.
NOTA: EC (1:5) = Conductividad eléctrica en mezcla de 1 parte de sólido y 5 partes de agua.
5. APLICACIÓN DE LA
PREDICCION ACIDA EN EL
DISEÑO DE LOS DEPOSITOS
DE RESIDUOS MINEROS.
La caracterización geoquímica ayuda a
reducir el impacto ambiental que
produciría la generación de drenajes
ácidos procedentes de los depósitos de
residuos. Así como a mejorar los diseños
de éstas estructuras con el fin de evitar la
entrada de agua y oxígeno.
La predicción de la generación ácida de
los materiales y rocas a excavar se puede
realizar mediante el muestreo en los
mismos sondeos de exploración
geológica del yacimiento, y clasificar los
materiales y litologías presentes según su
capacidad de generar o no acidez. Esto
permite cuantificar los volúmenes de
estéril y mineral a mover y agrupar en
función a su capacidad ácido/base a los
estériles de mina (Fig. 5). Además, ayuda
a planificar la apertura y cierre de una
explotación minera y a diseñar depósitos
de estériles y relaves de modo que no
formen drenajes ácidos una vez que las
rocas queden expuestas al contacto del
aire y agua (Fig.6).
En el caso de existir materiales o estériles
formadores de acidez se puede recurrir a
diseños de depósitos de desmonte
(escombrera) que incorporen medidas
que supriman uno o varios elementos y
232
procesos formadores de acidez,
adaptando las secuencias constructivas y
los ritmos de vertidos, de forma que los
materiales con alto potencial de acidez
queden aislados o encapsulados y sin
posibilidad de sufrir alteración (Fig. 6).
Figura 5. Perfil ácido/base de un yacimiento
antes de su explotación.
Figura 6. Diseño de una escombrera de
mina teniendo en cuenta la relación
ácido/base de los materiales a depositar.

7. CONCLUSIONES.
El cometido principal de la
determinación del potencial de acidez de
los residuos mineros, es evaluar la
capacidad de generación ácida a largo
plazo y tomar medidas preventivas y de
control para reducir este riesgo. Estas
medidas de control van desde el
aislamiento o supresión de uno más de
los componentes que posibilitan la
generación ácida como agua, aire,
sulfuros y actividad bacteriana, hasta el
encapsulado total de los materiales
excavados con que contienen sulfuros
Por tanto, la caracterización geoquímica
de los materiales y residuos mineros
permite hacer un manejo adecuados de
estos y a diseñar en condiciones
ventajosas los depósitos para
almacenarlos.
REFERENCIAS.
233
El control de la generación ácida en los
materiales y residuos puede realizarse a
través de la aplicación de una o varias de
las siguientes medidas:
• Restringiendo el ingreso del agua en
los relaves y evitando la exposición a
la meteorización
• Minimizando la penetración de
oxígeno mediante el empleo de
cubiertas con materiales
impermeabilizantes
• Aislando los minerales sulfurosos,
mediante algún tratamiento previo al
vertido
• Controlando el pH del medio,
mediante la adición de materiales
alcalinos
Empleando bactericidas para inhibir la
acción bacteriana sobre los minerales
sulfurosos.
Aduvire, O., Escribano, M., García-Bermudez, P., López-Jimeno, C., Mataix, C. y Vaquero,
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234

DIMENSIONADO DE SISTEMAS DE
TRATAMIENTO DE AGUAS ACIDAS DE MINA
RESUMEN:
OSVALDO ADUVIRE (*) DR. ING. DE MINAS
e-mail : oaduvire@svs.com.pe
NEREYDA LOZA (*) ING. QUÍMICA
e-mail : nloza@svsingenieros.com
(*) SVS INGENIEROS S.A.C.
Los drenajes de mina por lo general son ácidos y contienen elevadas
concentraciones de Fe, Al, SO4, además de Zn, Mn, Mg, Cu, Cd, Pb y As, son la
principal fuente de biodisponibilidad de elementos contaminantes que degradan la
calidad de los ecosistemas acuáticos. Esta problemática puede persistir durante
décadas e incluso cientos de años una vez concluida la actividad minera.
Para revertir esta problemática, en los últimos años en el sector minero de Perú, se
han venido implementando una serie normas y referencias para el control ambiental
como los Estándares de Calidad Ambiental (ECA) y los Límites Máximos
Permitidos (LMP), que junto con otros dispositivos legales forman parte obligada
de la gestión ambiental en minería, y hacen posible el desarrollo de proyectos
mineros sostenibles. Para que las descargas de mina cumplan con estas exigencias
es necesario que las empresas mineras implementen una nueva planta de
tratamiento o acometan la optimización del proceso de las actuales plantas de
neutralización existentes.
En este trabajo se describen los resultados de un gran número de ensayos de
laboratorio y mediciones en campo orientados a determinar la acidez total de las
aguas de mina, en donde se incluya la acidez protónica debida al pH y la acidez
mineral correspondiente a la carga metálica presente en cada efluente, esta
235

información es base en los ensayos de neutralización porque lo que hay que abatir
es la acidez presente en las aguas de mina. También se describe el dimensionado de
los dispositivos de tratamiento activo o químico con cal, basados en ensayos
experimentales de neutralización, floculación, coagulación y secuestro de fases
sólidas y la obtención de subproductos de donde se pueden recuperar o reciclar
metales, lo que permite reducir los costos de tratamiento y el desarrollo de una
minería sostenida que respeta el medioambiente.
1. INTRODUCCION.
La normativa ambiental relacionada con
la gestión del recurso hídrico para el
sector minero aprobada en los últimos
años en Perú, contempla el cumplimiento
de unos Límites Máximos y/o Estándares
de Calidad, tanto en efluentes
procedentes de las instalaciones mineras
como en aguas de cursos circundantes
denominados cuerpos receptores, además
de contar con un plan de gestión
ambiental en que se incluye un programa
de monitoreo de estas aguas.
Las aguas ácidas de mina (AMD)
llevarán mayor o menor carga
contaminante según una serie de factores,
como: la velocidad de reacción de los
materiales excavados, capacidad
ácido/base de los minerales y residuos
mineros, tamaño y solubilidad de los
materiales, capacidad de neutralización
de las aguas, transporte de oxígeno,
movilidad del agua intersticial,
permeabilidad del medio, clima y
temperatura, evaporación e infiltración,
acción catalizadora de las bacterias,
adsorción microbiana de metales,
precipitación y disolución de los metales
durante el transporte, etc., por lo que, es
importante realizar una caracterización
adecuada de los residuos mineros y de
efluentes que se generan en los procesos
236
mineros, a fin de elegir el sistema de
control y tratamiento más eficiente y
específico a cada drenaje de mina.
2. OBJETIVOS.
Dar una introducción a la gestión
ambiental del agua en minería y
determinar una metodología de
caracterización más efectiva de las ácidas
de mina en el que se incluya además de la
acidez protónica la acidez mineral,
aspecto que por lo general no se
considera en los métodos clásicos de
caracterización.
Describir la aplicación de tecnologías
emergentes en el control y tratamiento de
aguas ácidas como la recuperación de
metales de aguas ácidas, tanto si las
instalaciones se encuentran en operación
o en abandono, mediante el desarrollo de
procesos físicos y químicos que
modifican las condiciones de Eh y pH de
los drenajes de mina, de forma que se
favorezca la formación de especies
insolubles y la retención de la carga
metálica disuelta en las aguas.

3. METODOLOGIA.
Para llevar adelante el estudio se han
analizado las normas ambientales de
gestión de agua en el sector minero de
Perú y se ha recopilado información a
nivel mundial sobre las últimas
innovaciones tecnológicas en control y
tratamiento de generación ácida, para ello
es indispensable disponer de técnicas de
caracterización más eficaces que ayuden
a formular sistemas de prevención,
control, recuperación y tratamiento más
sencillos y de menor costo.
Para el levantamiento de data de campo
se ha empleado equipos portátiles para
realizar medidas in situ de pH, Eh,
oxígeno disuelto, conductividad,
temperatura, caudal, turbidez, acidez,
alcalinidad, Fe 2+ , Fe 3+ y Fe total. Estos
equipos pueden ser: conductivímetro,
pHmetro, oxímetro, equipo portátil de
filtrado (Millipore), sonda
multiparamétrica, toma muestras de
sedimentos en superficie y en
profundidad, botellas alfa y beta. La
acidez se valora con NaOH 0,16 N y en
la determinación del hierro se emplea
como indicador ácido sulfosalicílico. La
recogida de muestras de agua para
análisis químicos en laboratorio se realiza
en frascos de HDPE de 125ml, previo
lavado con ácido nítrico al 10% y
enjuagado con agua del punto de
muestreo. Para análisis de
concentraciones totales y disueltas, se
toman muestras de agua sin filtrar y
filtradas a 0,45 micras, conservadas con
HNO3 hasta pH

debido a la mayor estabilidad de su
estructura cristalina y también porque
forman minerales menos solubles que
recubren la superficie de los propios
sulfuros impidiendo que progrese su
oxidación.
La cantidad y el tamaño de los granos del
mineral influyen en la velocidad de
reacción. Las texturas finas con
variedades mal cristalizadas se oxidan
más rápidamente que los granos
cristalinos gruesos. Por ejemplo, una
forma de pirita desarrollada en
condiciones de baja temperatura puede
producir mucho más rápidamente acidez
que una gran masa de sulfuros formada a
alta temperatura, debido a la menor
relación de superficie/volumen.
Existen varias propuestas de clasificación
de las aguas ácidas, la mayoría en
función al pH como parámetro principal,
en lo últimos años se han incorporado al
pH las concentraciones, el contenido de
oxígeno, el potencial redox, la acidez
metálica, la conductividad y otros.
En general, las aguas ácidas de mina
(AMD) tienen pH entre 2 a 6, contienen
cationes y aniones en disolución,
predominando SO4, Fe, Mn, Al, Cu, Pb,
Zn, además de Cd, Ca, Na, K, Mg y
otros. Por lo general, los AMD pueden
degradar hábitats acuáticos y cambiar la
calidad de las aguas debido a su
toxicidad, corrosión y otros efectos
producidos por la disolución de sus
constituyentes.
Desde el punto de vista de su tratamiento,
es recomendable que el agua ácida de
mina a tratar esté tipificada según el
contenido de acidez, mejor aún si se hace
a través de una curva de acidez (Fig. 1)
en donde se puede determinar las zonas
238
de tamponamiento o hidrólisis de los
elementos presentes.
Esta caracterización hidrogeoquímica de
los drenajes de mina, incluye la acidez
protónica debida a los hidrogeniones
libres (H + ) más la acidez mineral debido
a la disolución de Fe, Al y Mn (Fig. 1).
Estos metales son considerados ácidos
generadores porque mediante oxidación e
hidrólisis pueden generar H + , según las
siguientes reacciones:
Fe 2+ + ¼O 2 +3/2 H 2O → FeOOH + 2H + Ec.1
Fe 3+ + 2 H 2O → FeOOH + 3 H + Ec. 2
Al 3+ + 3 H 2O → Al (OH) 3 + 3 H + Ec. 3
Mn 2+ +¼O 2 +3/2H 2O→ MnOOH + 2H + Ec.4
Caracterizar las aguas ácidas de mina en
función a la acidez ayuda a elegir el
sistema de tratamiento más idóneo y
eficiente, porque además de la acidez
protónica se incluye la acidez mineral,
aspecto que por lo general no se
considera en los métodos clásicos de
caracterización. Un agua de mina, se
puede considerar como agua netamente
ácida cuando tiene pH menor a 4,5 y
elevados contenidos de carga metálica.
Para ajustar la eficiencia del sistema de
tratamiento, es recomendable determinar
curvas de acidez del agua a tratar, que se
elaboran por adición de iones OH -
provenientes de una base o álcali
(solución de NaOH al 0,02N), los
contenidos de acidez suelen cambiar en
época seca y húmeda del ciclo
hidrológico.

Figura 1. Curvas de acidez de agua de mina.
Figura 2. Rangos de movilización del
Aluminio en función al pH.
Otro aspecto a tener en cuenta en la
elección del sistema de tratamiento, son
los rangos de movilización de las
especies minerales presentes y/o
compuestos que se formarán en el
proceso de neutralización (hidróxidos,
carbonatos, sulfuros), a fin de evitar la
redisolución de las fases sólidas formadas
y el consumo innecesario de material o
reactivo de neutralización (ver Figura 2).
239
Por lo general, el Fe 3+ disuelto presente
en aguas ácidas forman fases sólidas a
pH menor a 4,5 y si no se les retira del
proceso de tratamiento a pH mayor a 5 se
redisuelven y pasan nuevamente a la fase
líquida. De igual forma la movilización y
redisolución de las fases sólidas del
Aluminio (hidróxidos de aluminio)
formadas en los procesos de
neutralización se produce generalmente
en rangos de pH de 3,7 y 5 y si no se les
retira del tratamiento a pH mayor a 6 se
redisuelven y pasan nuevamente a la fase
líquida (Fig. 2), en ambos casos esto
incrementa los costos de tratamiento y el
volumen de lodos, además de reducir la
efectividad del tratamiento.
5. GESTION DEL AGUA EN ZONAS
MINERAS
La legislación sobre aguas en el sector
minero de Perú contempla dos tipos de
Aguas principalmente: las relacionadas a
cursos de aguas naturales ubicadas aguas
arriba del área minera o aguas que
discurren en áreas cercanas al proyecto,
que representan la base hidrológica de la
zona y pueden recibir descargas de mina
y que corresponden a lagunas, quebradas
y ríos generalmente, denominadas
Cuerpos Receptores cuya concentración
se mide en concentraciones totales, y los
Efluentes de Mina que son las descargas
que se producen desde el interior de las
labores mineras, que están reguladas por
la R.M. 011-96-EM y el D.S. 010-2010-
MINAM de descarga de efluentes
líquidos procedentes de actividades
minero-metalúrgicas.
La gestión del recurso hídrico se inicia
con la delimitación de la cuenca o
subcuenta en donde se emplazan las
instalaciones mineras, y se identifican las

aguas con y sin afección, es decir, si son
efluentes o cuerpos receptores, tal como
se puede ver en la Figura 3. Además esto
permite ubicar los puntos de monitoreo y
control de la aguas superficiales del lugar
(cuerpos receptores y efluentes).
Por otro lado, para evitar el ingreso de las
aguas superficiales a las labores mineras
y reducir el volumen de agua a tratar
como efluente, es necesario conducir las
aguas por separado. Por lo general las
aguas limpias sin afección son
conducidas a través de los canales de
derivación o coronación hacia aguas
abajo de las instalaciones mineras
(cuerpos receptores), y las aguas de mina
denominas efluentes conducirlas
mediante un canal colector o una red de
tuberías a la planta de tratamiento (Fig.
3) y finalmente el agua tratada
descargarla a un curso receptor si cumple
con los estándares ECAs vigentes.
Figura 3. Gestión de las aguas en zona
minera y localización de puntos de
monitoreo.
A partir de la data obtenida de las
estaciones meteorológicas más cercana a
la zona del proyecto, se toma la
información de la precipitación del lugar
240
y las características de la cuenca
aportante, se determina el caudal de
diseño para dimensionar la sección de los
canales de coronación que evitan el
ingreso de de las aguas superficiales
hacia los Depósitos e instalaciones
mineras a proteger.
Figura 4. Cálculo de las características
hidráulicas del flujo de agua a derivar
utilizando el programa H-Canales.
Estándares de Calidad Ambiental
(ECA´s): Son medidas que establecen el
nivel de concentración de elementos,
sustancias o parámetros físicos, químicos
y biológicos, presentes en el agua, en su
condición de cuerpo receptor, que no
representa riesgo significativo para la
salud de las personas ni al ambiente. Son
un referente obligatorio en el diseño de
las normas legales, las políticas públicas
y el diseño y aplicación de todos los
instrumentos de gestión ambiental. La
Ley establece que los ECAs de Agua son
referentes obligados en la certificación
ambiental. Estos ECAs reemplazan a los
Límites establecidos en la Ley General
de Aguas (actualmente derogada por la
Ley de Recursos Hídricos), y han sido
promulgados mediante D.S. 002-2008-
MINAM (ECA de Agua) y D.S. 023-
2009-MINAM que se aplican en la
determinación de la calidad de las aguas
de los cuerpos receptores.

Límites Máximos Permisibles
(LMP´s): Son medidas de la
concentración o del grado de elementos,
sustancias o parámetros físicos, químicos
y biológicos, que caracterizan a un
efluente o una emisión, que al ser
excedida causa o puede causar daños a la
salud, al bienestar humano y al ambiente.
Su cumplimiento es exigible legalmente
por la respectiva autoridad competente.
Tabla 1. Niveles Máximos Permisibles
para Efluentes de Unidades Minero-
Metalúrgicas
Parámetr
o
Unida
d
Decreto Supremo
010-2010-MINAM
Cualquie
r
Moment
o
Promedi
o Anual
pH u.e. 6-9 6-9
STS mg/l 50 25
Aceites y mg/l
Grasas
20 16
Cadmio mg/l 0,05 0,04
Mercurio mg/l 0,002 0,0016
Plomo mg/l 0,2 0,16
Cobre mg/l 0,5 0,4
Zinc mg/l 1,5 1,2
Hierro (1) mg/l 2,0 1,6
Cromo H. mg/l 0,1 0,08
Arsénico mg/l 0,1 0,08
Cianuro
Total (2)
Nota:
mg/l
1,0 0,8
(1) Concentraciones de metales disueltos.
(2) 1,0 mg/l de cianuro total es
equivalente a 0,1 mg/l CN libre y 0,2
mg/l CN wad.
Estos límites máximos permisibles para
efluentes líquidos descargados hacia el
ambiente por las unidades minerometalúrgicas
nuevas o en operación están
241
contemplados en el D.S. 010-2010-
MINAM, y deben medirse en los puntos
de descarga a fin de determinar la
concentración de cada uno de los
parámetros regulados y el volumen de
descarga en metros cúbicos por día.
Finalmente, el volumen de los efluentes
determinará la frecuencia del monitoreo,
así como la periodicidad del reporte a
remitir a la autoridad correspondiente.
6. DIMENSIONADO DE PLANTAS
DE NEUTRALIZACION
Una de las variables para el diseño de la
planta de tratamiento es el consumo de
material reactivo necesario para alcanzar
la neutralización de los efluentes. Esta
tasa de consumo experimental junto con
las características hidráulicas y
geoquímicas ayuda a determinar el
tamaño de los dispositivos de
tratamiento.
Para determinar el consumo de material
reactivo necesario para neutralizar los
efluentes de mina, se realizan una serie
de ensayos en laboratorio, con el fin de
determinar experimentalmente el tamaño
de los dispositivos de tratamiento, la
secuencia de la operación y los tiempos
de tratamiento en cada etapa y/o
dispositivo.
Para ello, se toman muestras de agua en
los puntos de descargas de aguas ácidas y
en laboratorio se realizan una serie de
ensayos de neutralización por etapas con
separación de sólidas formados en el
proceso y ensayos directos de
neutralización de una sola etapa. El
equipo utilizado en laboratorio incluye
pHmetro, vaso de precipitados, agitador
magnético, balanza de precisión, medidor
del potencial redox, tal como se puede
observar en la siguiente Foto.

Foto 1. Equipo de ensayos experimentales.
6.1. Ensayos experimentales
Las curvas experimentales del consumo
de reactivo requerido para abatir la
acidez de las aguas de mina hasta su
neutralización y eliminación de carga
contaminante, se realizaron mediante
valoradores empleando NaOH y ensayos
de neutralización en donde se emplearon
cal como reactivo.
La muestra procedente de las labores
mineras que drenan aguas acidas se
subdividen con la finalidad de obtener la
mayor cantidad de ensayos y obtener un
gran número de Curvas de Neutralización
y detectar las zonas de hidrólisis y/o de
tamponamiento de los elementos Fe, Al,
Zn principalmente, en donde se forman
las fases sólidas en forma de hidróxidos,
mediante el cual la carga metálica pasa
de fase disuelta a fase sólida, condición
en donde se puede realizar la separación
sólido-líquida.
Estos ensayos de Neutralización se
realizan cumpliendo parámetros de
calidad que cuiden la originalidad y
representatividad de las muestras de agua
de mina recolectadas en campo. A
continuación se presentan algunos
ensayos realizados:
242
6.1.1. Ensayos Directos.
Los ensayos directos de una sola etapa se
realizaron a efluentes ácidos con
contenidos de Fe, AL, Cu, Zn, Mn
inferiores a 200 mg/l y consiste en
realizar el proceso de neutralización en
una sola etapa hasta alcanzar el pH de 8 o
9, en donde, después de un tiempo de
decantación se obtenía una separación
sólido líquida como la que se observa en
la Foto 2. Este proceso funciona de forma
similar a las plantas de tratamiento de
aguas acidas en operación en las distintas
explotaciones mineras.
Foto 2. Resultados del tratamiento de aguas
ácidas de mina en ensayos experimentales.
6.1.2. Ensayos por Etapas.
Se suele realizar ensayos por etapas
cuando los contenidos de AL y Zn en las
aguas de mina son significativos
(superior a 1000 mg/l), el objetivo era
obtener en cada etapa un lodo con
elevado contenido metálico que podía
enviarse a la planta concentradora o a un
proceso similar para su recuperación, y
en algunos casos destinarlos a una nueva
aplicación como los lodos con elevada
contenido de aluminio a la mejora del
Anfo como explosivo y obtener anfo
aluminizado.

En la Foto 3 se muestra los lodos
obtenidos en un ensayo de neutralización
de tres etapas: en la primera etapa se
alcanzo el pH 4 y se retiraron lodos de
color ocre naranja (M-1) que
corresponden a hidróxidos de Fe
principalmente, en la segunda etapa se
continuo con el proceso de neutralización
hasta alcanzar el pH 5,5 en donde se
obtuvieron lodos de color blanquecino
(M-2) correspondiente a los hidróxidos
de Al mayoritariamente, y finalmente en
la tercera etapa de tratamiento el pH
alcanzo valores superiores a 8,5 en donde
se recupero un lodo marrón oscuro a
negro (M-3) que corresponde a las fase
sólidas de Zn como compuesto
mayoritario y en menor proporción al
resto de elementos como Mn, Mg, Pb
presentes en el agua de mina que pasaron
a fase sólida a pH superiores al neutro.
Foto 3. Fases sólidas obtenidas en un ensayo
secuencial por etapas retirando fases sólidas.
Si no se retiran los lodos de Fe y Al del
proceso de tratamiento, a pH superiores
al rango de movilización de estos
elementos 4 y 5,5 respectivamente, estas
fases sólidas formadas se redisuelven y
pasan nuevamente al agua, por lo que se
requeriría añadir mayor cantidad de
material alcalino (cal) para hacer que
formen nuevamente fases sólidas (pH 8)
y poder retirarlos del agua, lo que hace
que en el proceso se incremente el
243
consumo de cal, por tanto, el costo de
tratamiento de las aguas ácidas de mina
sea más elevado.
6.2. Procedimiento típico de
neutralización por etapas.
Después de realizar un gran número de
ensayos de neutralización en laboratorio,
para determinar los rangos de
movilización de los elementos
mayoritarios presentes en las aguas
ácidas de mina y el consumo de cal en el
tratamiento, se ha elegido un drenaje tipo
presentado en la Tabla 2, que tiene pH

Fe, Al y Zn principalmente, estas zonas
corresponden con los rangos de pH en
donde se forman fases sólidas de estos
elementos. Según se incrementa el pH en
el tratamiento del drenaje de mina, los
valores de Eh descienden hasta valores
de 50 mV que corresponden a aguas
naturales sin afección, por lo general el
rango de Eh de las aguas ácidas de mina
esta entre 400 a 850 mV.
Figura 4. Curva de neutralización y zonas de
formación de fases sólidas de Fe, Al y Zn.
Figura 5. Evolución del Eh en el
tratamiento.
Por la forma de las curvas y los
resultados en el ensayo de laboratorio, es
acertado proponer que el tratamiento de
este efluente debe realizarse en dos (2)
etapas: la primera etapa abarcaría hasta
244
alcanzar el pH = 6 en donde se retirarían
las fases sólidas de Fe, Al y Mn
(parcialmente), luego se continuaría con
el proceso añadiendo cal hasta alcanzar el
pH 9, en esta segunda etapa se retiraría
los lodos formados mayoritariamente por
hidróxidos de Zn y otros elementos en
menor cantidad como Pb, Mn. Los lodos
obtenidos en la segunda etapa se podrían
enviar a planta concentradora para su
recuperación junto con el concentrado de
Zn principalmente.
En la Figura 4 se han marcado 3 zonas de
tamponamiento sobre la curva de
consumo de cal (acidez equivalente),
indicada por el pH y los cambios de la
pendiente de la curva, de donde se
deduce la cantidad de cal que se necesita
para retirar del agua los contenidos de Fe,
Al y Zn en forma de fases sólidas.
Las zonas de hidrólisis en rango ácido
correspondiente al Hierro (pH 3 - 3,7) y
al Aluminio (pH 4,5 – 5-8), representa el
retiro de carga metálica del agua que a su
vez genera acidez, dando como resultado
el tamponamiento temporal del sistema,
manifestada en las siguientes reacciones:
Fe 3+ + 3 H2O → Fe(OH)3 + 3 H + Ec. 5
Al 3+ + 3 H2O → Al (OH)3 + 3 H + Ec. 6
A partir del pH 6 hasta pH 8 también se
ve un tamponamiento del sistema en este
caso inducido por el elevado contenido
de Zn en este efluente.

Foto 4. Lodos obtenidos en el tratamiento
secuencial por etapas
En la Foto 4 se observan las fases sólidas
obtenidas en el ensayo: en la 1ª etapa los
sólidos tienen una coloración marrónnaranja
en donde las fases mayoritarias
son los hidróxidos de hierro y aluminio,
en la 2ª etapa los sólidos obtenidos al
final del ensayo a pH 9,0 tiene una
coloración marrón oscura que
correspondería mayoritariamente a las
fases sólidas de Zn (hidróxidos de Zinc).
El tiempo de duración de este ensayo es
algo mayor a los ensayos directos de una
sola etapa, debido a que se hace una
parada para que decanten y precipiten las
fases sólidas formadas y poder retirarlas
del sistema, después del tiempo de reposo
se continúa con el ensayo añadiendo cal
para seguir con el proceso de
neutralización.
6.3. Diseño de la planta de
neutralización.
Con los resultados obtenidos en los
ensayos se procede al dimensionado del
sistema de tratamiento para cada tipo de
agua de mina, cuidando que el pH final y
245
la carga metálica del agua tratada
(neutralizada) cumpla con los límites
máximos y estándares referenciales
contemplados en la legislación mineroambiental
vigentes en el sector minero de
Perú, como: los Límites Máximos
Permisibles del D.S. 010-2010-MINAM,
así como en los ECA de Agua (D.S. 002-
2008-MINAM y D.S. 023-2009-
MINAM).
6.3.1. Dosificación de Cal
En el tratamiento por etapas, para pasar a
fase sólida los contenidos de Fe y Al se
requiere alcanzar el pH 6 y para ello se
gastarán 380 g/l de Cal, y para pasar todo
el Zn contenido en el agua a fase sólida
se debe añadir Cal hasta llegar a pH 8 o 9
en donde el consumo de cal alcanza los
860 mg/l (Fig. 6). Si no se retira los lodos
de la primera etapa, estos pueden
redisolverse y pasar nuevamente al agua
del sistema, por lo que habrá que añadir
más cal para precipitarlos por
sobresaturación, haciendo más costo el
tratamiento de las aguas ácidas.
Comparando este consumo de Cal en una
planta de 2 etapas con un tratamiento
directo en 1 sola etapa el ahorro de Cal
representa entre 15 a 20 %, además de
que en el proceso por etapas es posible
recuperar Zn de los lodos de la segunda
etapa.

Figura 6. Consumo de cal en un ensayo por
etapas.
En general los procesos de neutralización
con cal permiten cumplir con los límites
de descarga para metales pesados e
incluyen básicamente 4 actuaciones o
pasos:
• Control del pH
• Agitación/Retención: para no incurrir
en la pasivación de la cal, logrando
que esta se disuelva y precipiten los
metales.
• Separación sólido-líquido: para
permitir la sedimentación de
óxidos/hidróxidos de metales, puede
realizarme mediante procesos de
floculación, coagulación o secuestro
de fases sólidas.
• Descarga: descarga del efluente
limpio cumpliendo la calidad y los
estándares adecuados.
La aplicación de un tratamiento de aguas
ácidas por etapas, permite obtener lodos
con características bien definidas y de
similares características, con
posibilidades de recuperar metales de los
lodos de proceso.
246
El agua del proceso de tratamiento se
puede descargar a un curso de agua
natural del lugar, previo control de su
calidad a fin de causar el mínimo impacto
ambiental.
Los lodos que no tengan interés de
recuperación se almacenarán en
depósitos adecuados para ello o se envian
al depósito de relaves.
6.3.2. Ensayos de Floculación
Para mejorar la eficiencia en la
separación de sólidos, se suelen realizar
ensayos de floculación o coagulación con
el objeto de determinar la dosis y el tipo
de floculante mediante el Test de Jarras.
Respecto al floculante elegido (FeSO4,
FeCl3 u otro), el procedimiento que se
sigue, consiste en adicionar Cal hasta
alcanzar el pH de tratamiento (pH=8,5-
9), luego dividir el agua del proceso de
neutralización en 6 volumen iguales (1
litro), posteriormente y con la debida
agitación adicionar simultáneamente a
cada muestra diferentes dosis de
floculante y seguir un programa de
agitación, iniciando con agitación rápida
para seguir por agitación media y luego
dejar sedimentar los lodos formados en el
proceso de neutralización.
7. CONCLUSIONES.
La caracterizar las aguas ácidas de mina
en función a la acidez ayuda a elegir el
sistema de tratamiento más idóneo y
eficiente, ya sea mediante sistemas
activos o semi-pasivos, porque además
de la acidez protónica se incluye la
acidez mineral, aspecto que por lo
general no se considera en los métodos
clásicos de caracterización.

El dimensionado del sistema de
tratamiento para aguas ácidas basado en
el contenido de acidez y por etapas, por
un lado, permite aprovechar mejor los
recursos gastando menos cal en el
proceso de neutralización, y por otro,
permite recuperar metales de los lodos
del proceso. Esto hace que los
REFERENCIAS.
247
tratamientos de aguas ácidas sean más
eficientes, de menor costo y de mayor
control ambiental.
1. Aduvire, O. and Aduvire, H. (2005) Aguas ácidas de mina: caracterización, mineralogía
y microbiología. Ingeopres 141, pp. 52-62.
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Vaquero, I. (2006). Manual de construcción y restauración de escombreras. Ed. U. D.
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248

PRODUCCIÓN MÁS LIMPIA Y BUENAS
PRÁCTICAS EN EL MANEJO DE AGUAS EN
MINAS SUBTERRÁNEAS
PRODUÇÃO MAIS LIMPA E BOAS PRÁTICAS
NA GESTÃO DA ÁGUA EM MINAS
SUBTERRÂNEAS
BEATRIZ OLIVO CHACÍN
Mg.Sc, Geógrafo, Centro Venezolano de Producción Más Limpia
olivobeatriz@gmail.com
(RESUMEN --- RESUMO)
Tal vez el impacto más significativo de una mina subterránea sea el efecto en la
calidad y disponibilidad de los recursos hídricos de la zona. Las preguntas
principales son si tanto el agua superficial como el agua subterránea permanecerán
aptas para consumo humano, y si la calidad de las aguas superficiales del área
seguirá siendo adecuada para mantener las especies acuáticas nativas y la vida
silvestre terrestre. En esto, el drenaje ácido se considera una de las amenazas más
graves a los recursos hídricos y, en general, no hay tecnologías acabadas de
tratamiento para las aguas ácidas, siendo la prevención la acción ideal.
Además, debido a que las operaciones en la mayoría de las minas subterráneas se
realizan por debajo del nivel freático, el agua debe ser bombeada y extraída
continuamente de la mina. Esta extracción puede bajar el nivel freático, lo que
resulta en el desecamiento temporal de pozos y fuentes y en la reducción del flujo
de ríos y arroyos, lo que tiene impacto en las comunidades locales y en el hábitat.
Pocas décadas atrás, la disposición de aguas residuales se efectuaba sin
limitaciones a cuerpos y cursos de agua. Como consecuencia de la normativa
ambiental y de los avances tecnológicos han surgido nuevas opciones de
disposición, y actualmente la industria minera realiza esfuerzos para mitigar los
efectos de sus vertidos. Sin embargo, todavía muchos ingenieros y empresarios de
minas creen que la industria minera no tiene alternativa para producir
eficientemente sin dejar de contaminar el ambiente. Con este argumento, recurren a
proyectos de remediación sin lograr restaurar los daños causados y, en la mayoría
de los casos, la solución a los problemas de contaminación del agua se reduce al
tratamiento de los efluentes al final del proceso.
La aplicación de los principios de la producción más limpia y buenas prácticas en
la minería subterránea, significa no permitir derrames a los cuerpos de agua ni
agotar los acuíferos de manera irresponsable. Este concepto sigue una pauta de
249

prioridades, siendo la de mayor relevancia la reducción en las fuentes, ya que ataca
el problema en su raíz.
Por lo demás, al incorporarse procesos limpios y buenas prácticas, se contribuye de
manera importante en el cambio de percepción de la comunidad respecto a la
actividad minera en lo que se refiere a la protección del ambiente y obviamente al
alcanzarse una producción más limpia, el impacto será menor; consecuentemente,
la remediación y sus costos serán menores.
Desde esta perspectiva, fomentar la producción más limpia representa un gran reto
para el sector minero. Es una oportunidad para implementar una nueva manera más
proactiva de actuar frente al tema ambiental y en un mundo en que las exigencias
ambientales aumentan cada día más, ofrece una alternativa de trabajo más lógica y
de acuerdo con los principios del desarrollo sustentable.
PALABRAS CLAVE: producción más limpia, buenas prácticas, drenaje ácido,
gestión de efluentes mineros.
1. ANTECEDENTES GENERALES
1.1 Minería y recursos hídricos
El agua en la Tierra se encuentra
principalmente en los mares y océanos,
cubriendo el 71% de la superficie
terrestre. Sin embargo, el 97% de toda el
agua existente es agua de mar y sólo el
3% restante corresponde a agua dulce,
del cual un 2% está congelada en los
polos y sólo el 1% es agua dulce natural
líquida, la que en gran parte se encuentra
en acuíferos muy profundos difíciles de
aprovechar.
En un escenario de creciente escasez, este
recurso es fuente de conflictos no sólo
entre sectores productivos competidores
por su uso (minería vs agricultura) sino
también respecto a su disponibilidad para
el consumo humano, lo que obliga a
buscar soluciones de fondo y acciones de
largo plazo frente al tema de
disponibilidad hídrica.
En los últimos tiempos, la minería
enfrenta una creciente competencia por el
250
agua de parte de otras actividades
productivas y mayores exigencias
ambientales de la autoridad en materia de
descargas a aguas. Es así como, las
empresas mineras realizan grandes
esfuerzos, tanto para reutilizar el recurso
en sus procesos, como para llevar a cabo
un tratamiento adecuado de los efluentes
generados, debido al potencial de
contaminación del agua y su consecuente
efecto en la salud humana y el ambiente.
No existe minería sin agua. Para la
minería la disponibilidad y gestión
adecuada del agua es clave para su
sustentabilidad de largo plazo. También,
la compleja legislación está haciendo del
agua un componente cada vez mayor en
la ecuación de costos que deben enfrentar
las mineras. El desafío es de gran
envergadura y reviste la calidad de
estratégico.
Tal vez el impacto más significativo de
una mina es el efecto en la calidad y
disponibilidad de los recursos hídricos en
la zona del proyecto. Las preguntas

principales son si tanto el agua
superficial como el agua subterránea
permanecerán aptas para consumo
humano, y si la calidad de las aguas
superficiales en el área de la mina seguirá
siendo adecuada para mantener las
especies acuáticas nativas y la vida
silvestre terrestre.
Por ello, la industria minera debe asignar
importancia fundamental al uso racional
y eficiente del agua en sus operaciones,
adoptando acciones para optimizar su
consumo a través de mejores prácticas de
gestión y/o de la introducción de mejores
tecnologías que reduzcan la demanda y
por esta vía liberen recursos ante la
misma oferta de agua.
Los esfuerzos de búsqueda se han
centrado en soluciones ingenieriles y
técnicas para reducir el consumo de agua
y aumentar la reutilización del recurso
hídrico. El uso eficiente del agua y el
manejo responsable son el centro de
atención para muchas mineras.
Y esto es principalmente un problema de
costos. Los costos crecientes vinculados
al abastecimiento de agua (bombearla y
transportarla) y de tratamientos de
efluentes para alcanzar los cada vez más
altos estándares de calidad requeridos son
los principales impulsores. Es un desafío
cada vez mayor para la industria.
1.2 El consumo de agua en minería
El concepto consumo de agua incluye
todas aquellas actividades en las que el
uso de agua produce pérdidas en relación
con la cantidad inicial suministrada.
El agua usada en minería, puede ser
reutilizada debido a la aparición de
nuevos procesos que permiten eliminar
los contaminantes que estas aguas han
incorporado durante sus procesos. Y, sea
cual sea el proceso u operación unitaria
en minería, se utilizan en mayor o menor
251
medida volúmenes de agua para
contribuir a la eficiencia del mismo.
También existe consumo de agua en las
actividades que se realizan en los
campamentos: bebida, cocción, lavado,
riego y baños, pero son volúmenes poco
significativos frente al total consumido
en una operación minera.
Agua fresca
Aguas recicladas
Planta de beneficio
Mina, campamento,
otros
Pérdida
Fuente: Cochilco. Uso eficiente de aguas
en la industria minera y buenas prácticas,
2002
Sin embargo, como toda actividad
industrial, el uso y reutilización del
recurso hídrico es limitado por su calidad
y los costos de disponer de tecnología
adecuada para su tratamiento.
Por ello, cada vez son mas las empresas
mineras que optimizan su consumo con
mejores prácticas: mejoramiento en la
operación de relaves; optimización de las
instalaciones existentes; estudio de
tecnologías de recuperación en la planta,
introducción de nuevas tecnologías:
osmosis, uso de agua de mar en procesos,
desarrollo de equipos de espesamientos
que garanticen altas concentraciones de
sólidos, desarrollo de modelos e
instrumentos de control de percolación en
Descargas
Usos alternativos
Usos ecológicos
Disposición final

pilas de lixiviación e investigación en
usos alternativos del agua de
sobrenadantes, por ejemplo, en
agricultura, floricultura etc.
En la minería subterránea el consumo de
agua es más reducido que en la
superficial y el problema consiste más
bien en extraer el agua natural que se
empoza al fondo de los trabajos, la que
puede provenir de lluvias o de
afloramientos de las napas subterráneas.
Este flujo de agua requiere ser evacuado
de las instalaciones de la mina, puesto
que puede ser ácido y tener altos niveles
de concentración de metales, los que
pueden llegar a ser corrosivos, reactivos
o abrasivos, dependiendo de los tipos de
materiales de las instalaciones.
1.3 Contaminación del agua en minería
subterránea
Los efluentes provenientes de la
actividad minera se generan en una serie
de diferentes procesos que ocurren en la
faena para la obtención del metal
deseado. En los procesos de la metalurgia
extractiva, se mueven importantes
volúmenes de material tanto estéril como
mineral y se utilizan importantes
cantidades de agua, en particular en los
procesos de concentración del mineral,
así como también en el tratamiento
hidrometalúrgico de los minerales
lixiviables. En algunos casos, los
efluentes se producen por acción de
aguas que afloran naturalmente sin poder
evitarse su ingreso a las instalaciones
mineras, por ejemplo los drenajes ácidos
de mina.
Las minas subterráneas, aunque son
menos destructivas en términos de
volúmenes de residuos e impactos
directos sobre la vegetación de la
superficie que las minas a cielo abierto,
pueden ocasionar importantes impactos
ambientales. Los túneles pueden ser
252
fuente de contaminación de las aguas
freáticas cuando éstas entran en áreas
expuestas. Este tipo de contaminación
puede ocurrir por décadas después de que
haya cesado la minería y son difíciles de
controlar.
También, los sitios de entrada de agua,
bocaminas y túneles de ventilación
activos y abandonados, grietas por
subsidencia, aguas de lluvia y aguas de
escorrentía, corrientes superficiales y
subsuperficiales, deben ser considerados
como canales de acceso del agua a los
frentes de trabajo y como mecanismos de
transporte de partículas en suspensión de
metales pesados, entre otros.
El tipo de roca y las características del
mineral tienen importante influencia
sobre el alcance potencial de la
degradación ambiental. Debido a que los
metales muchas veces se encuentran
distribuidos en pequeñas cantidades en
los yacimientos, un gran porcentaje del
material excavado de una mina se
convierte en desecho y si no se utilizan y
controlan adecuadamente, los reactivos
utilizados pueden producir problemas de
contaminación del agua a largo plazo.
También, la sedimentación es uno de los
principales impactos ambientales en la
fase de construcción de una mina
subterránea, y son el resultado de la
apertura de los túneles y de la remoción
de vegetación y tierra en superficie para
construir instalaciones auxiliares y áreas
de trabajo.
Una vez eliminada la vegetación, el suelo
es arrastrado con facilidad hacia los
cursos de agua cercanos, lo que ocasiona
la sedimentación de los lechos. Cuando
las partículas sólidas o los sedimentos se
depositan en los cursos de agua, se altera
el patrón del flujo y se reduce la
capacidad de acarreo del agua, lo cual
puede conducir a inundaciones.

La sedimentación también puede obstruir
las branquias de los peces, acabar con los
lugares de desove y afectar el hábitat de
los organismos de habitan en el fondo.
Por último, las aguas turbias impiden la
transmisión de la luz, y esto ocasiona la
reducción de la velocidad de la
fotosíntesis y la subsiguiente reducción
del contenido de oxígeno en el agua. Una
velocidad de fotosíntesis reducida
significa la disminución de la vegetación
y fauna, y la degradación del ecosistema
en general.
También, durante la operación minera se
puede generar la migración del agua
subterránea con bajos niveles de acidez o
altos niveles de contaminantes metálicos
debajo de los depósitos de estériles o de
relaves y la utilización de aguas
superficiales o subterráneas para el
procesamiento de minerales y su
potabilización.
Debido a que las operaciones en la
mayoría de minas subterráneas y en las
minas profundas a cielo abierto se
realizan por debajo del nivel freático, el
agua debe ser bombeada y extraída
continuamente de la mina. Esta
extracción puede bajar el nivel freático
en el área cercana, lo que resulta en el
desecamiento temporal de pozos y
fuentes y la reducción del flujo de ríos y
arroyos, lo que tiene un impacto en las
comunidades locales y en el hábitat.
En particular, los impactos al agua
ocasionados por las escombreras pueden
ser más severos cuando son utilizadas
para almacenar materiales tóxicos. Por lo
tanto, se deben tomar todas las medidas
razonables para retirar de la corriente de
residuos aquellas sustancias tóxicas como
el cianuro, los ácidos y los metales
pesados antes de su almacenamiento.
Esto reduce o elimina los impactos
ambientales en caso de derrames, y
también minimiza el riesgo para la
253
vegetación y la fauna que tiene algún
contacto con el depósito durante o con
posterioridad a su operación.
1.4 Legislación venezolana sobre la
materia
La preocupación por la contaminación
ambiental es un tema que cada vez más
adquiere importancia en la sociedad, lo
que se ha traducido en una creciente
presión hacia nuevas disposiciones
legales. El rol que cumplen las normas
ambientales es fijar los valores máximos
permisibles de contaminantes con el fin
de proteger la salud y el ambiente.
Tomando en consideración que el agua es
un recurso natural único y escaso,
esencial para la vida y las actividades
productivas, una de las metas
ambientales más importantes de
cualquier país debe ser mejorar la calidad
de sus aguas a través de distintos
instrumentos de gestión ambiental como
lo son las normas (como instrumentos de
gestión de los efluentes).
En este contexto, la industria minera, en
materia de impacto ambiental, ha debido
someterse a una serie de normas
ambientales que regulan los
contaminantes emitidos por la actividad.
En el caso particular de la normativa
venezolana, no existe un marco
regulatorio específico aplicable a
efluentes mineros de minas subterráneas
o incluso superficiales.
Esto es así por la poca relevancia que ha
tenido el desarrollo de la actividad
minera en el país, pero también solo en
contadas ocasiones se hace alguna
precisión en las diferentes normas a las
actividades petroleras, que es la principal
fuente de ingresos del país.
A los efectos de esta ponencia se
menciona la existencia de dos
instrumentos legales aplicables: la Norma
COVENIN 2247-91 Excavaciones a cielo

abierto y subterráneas. Requisitos de
seguridad y, el Decreto 883 del
11/10/1995 Normas para la clasificación
y el control de la calidad de los cuerpos
de agua y vertidos o efluentes líquidos.
La Norma COVENIN 2247-91 aprobada
en junio 1991, en su acápite referido a las
excavaciones subterráneas señala que en
las minas donde el nivel de agua varía
considerablemente por infiltraciones
deberá mantenerse una capacidad
instalada de bombeo suficiente para el
desagüe del máximo nivel alcanzado y
estas bombas de achicamiento serán
eléctricas y accionadas
independientemente.
También señala que donde haya grandes
infiltraciones en los niveles superiores
deberá haber tanques secundarios o
auxiliares para recoger las aguas, que
igualmente servirán en minas profundas
como depósitos para el bombeo desde el
fondo de la mina hacia estos tanques y de
allí a la superficie.
En cuanto a la calidad de las aguas, se
tiene como referencia el Decreto 883 del
11/10/1995 mediante el cual se dictan las
Normas para la clasificación y el control
de la calidad de los cuerpos de agua y
vertidos o efluentes líquidos. En este
decreto se clasifican las aguas según el
uso a que se destinen y según esta
clasificación se establecen los criterios y
los niveles de calidad exigibles. Y, como
se indicó antes, contiene algunas
menciones específicas para el sector
petrolero.
Según este decreto las aguas se clasifican
en:
Tipo 1 Aguas destinadas al uso
doméstico y al uso industrial que requiera
de agua potable, siempre que ésta forme
parte de un producto o sub-producto
destinado al consumo humano o que
entre en contacto con él.
Las aguas del tipo 1 se desagregan en los
254
siguientes sub-tipos:
Sub Tipo 1A: Aguas que desde el punto de
vista sanitario pueden ser acondicionadas con
la sola adición de desinfectantes.
Sub Tipo 1B: Aguas que pueden ser
acondicionadas por medio de tratamientos
convencionales de coagulación, floculación,
sedimentación, filtración y cloración.
Sub Tipo 1C: Aguas que pueden ser
acondicionadas por proceso de potabilización
no convencional.
Tipo 2 Aguas destinadas a usos
agropecuarios.
Las aguas del Tipo 2 se desagregan en
los siguientes sub-tipos:
Sub Tipo 2A: Aguas para riego de
vegetales destinados al consumo humano.
Sub Tipo 2B: Aguas para el riego de
cualquier otro tipo de cultivo y para uso
pecuario.
Tipo 3 Aguas marinas o de medios
costeros destinadas a la cría y
explotación de moluscos consumidos en
crudo.
Tipo 4 Aguas destinadas a balnearios,
deportes acuáticos, pesca deportiva,
comercial y de subsistencia.
Las aguas del Tipo 4 se desagregan en
los siguientes subtipos:
Sub Tipo 4A: Aguas para el contacto
humano total.
Sub Tipo 4B: Aguas para el contacto
humano parcial.
Tipo 5 Aguas destinadas para usos
industriales que no requieren de agua
potable.
Tipo 6 Aguas destinadas a la navegación
y generación de energía.
Tipo 7 Aguas destinadas al transporte,
dispersión y desdoblamiento de poluentes
sin que se produzca interferencia con el
medio ambiente adyacente.
El decreto indica las actividades según la
Clasificación Industrial Internacional
Uniforme de las Naciones Unidas que se

someten a su aplicación, y que en lo que
se refiere al sector minero son:
• Explotación de minas de carbón
• Extracción de mineral de hierro
• Extracción de minerales no ferrosos
• Extracción de piedra, arcilla y arena
• Extracción de minerales para
fabricación de abonos y elaboración
de productos químicos
• Explotación de minas de sal
• Extracción de minerales
• Fabricación de productos diversos
derivados del petróleo y del carbón
• Fabricación de cemento, cal y yeso
• Industrias básicas de hierro y acero
• Industrias básicas de metales no
ferrosos
Quedan también sujetas a las
disposiciones contenidas en este decreto,
las actividades que generen vertidos
líquidos no incluidas en el decreto, que se
señalan a continuación:
a) Actividades cuyos vertidos contengan
elementos tóxicos o nocivos
indicados en el Grupo I.
b) Actividades cuyos vertidos superen
una Población Equivalente (PE) de
1000 PE en términos de Demanda
Bioquímica de Oxígeno (DBO5,20),
con sólidos suspendidos por encima
de 90 g/hab/día o DBO5,20 mayor de
54 g/hab/día, o que afecten desde el
punto de vista sanitario áreas
recreacionales o cuerpos de agua.
c) Las aguas servidas que en su
conjunto, en cada ciudad o población,
tengan descargas que excedan el
límite de 1000 PE, en términos de
255
DBO5,20 o con una DBO5,20 mayor de
54 g/hab/día.
Los constituyentes de los vertidos
líquidos se agrupan en dos categorías:
GRUPO I: Sustancias para las cuales
existe evidencia teórica o práctica de su
efecto tóxico, agudo o crónico.
GRUPO II: Sustancias o parámetros que
aun cuando no se conozca de su efecto
tóxico, agudo o crónico, generan
condiciones en el cuerpo receptor que
afectan la biota o perjudican cualquier
uso potencial de sus aguas.
Los límites de descarga del primer grupo
deberán cumplirse, sin excepción, para
todas las descargas a cuerpos de agua,
medio marino-costero y submarino, redes
cloacales y para disposición directa sobre
el suelo. El Ministerio del Ambiente
determinará los límites para sustancias
que no los tengan fijados, en función de
los estudios que presente el administrado.
Los límites de descarga del segundo
grupo podrán ajustarse a las
características actuales del receptor,
sujetas a las restricciones que imponga la
capacidad de asimilación de éste,
aplicando como criterio general que las
descargas no alteren la calidad del
mismo.
En los casos de cuerpos de agua sujetos a
una clasificación la calidad de las aguas
estará definida por los parámetros que
correspondan según el uso a que hayan
sido destinadas.
A los efectos de este decreto se
establecen los rangos y límites máximos
de calidad de vertidos líquidos que sean o
vayan a ser descargados, en forma directa
o indirecta, a ríos, estuarios, lagos y
embalses.
Las descargas al medio marino-costero
sólo podrán efectuarse en zonas donde se
produzca mezcla rápida del vertido con el
cuerpo receptor y cumplan con los rangos
y límites máximos establecidos.

Finalmente, por este decreto se prohíbe la
dilución de efluentes con agua limpia
para cumplir con los límites establecidos.
2. PRODUCCIÓN MÁS LIMPIA
2.1 El desafío de producir más limpio
El ambiente entendido como factor de
calidad de vida dentro de las estrategias
de desarrollo sostenible es un elemento
fundamental hoy en día. El ambiente es
la fuente de recursos naturales de los que
las empresas se valen en sus procesos
productivos, pero también es el vertedero
de los efluentes, residuos y emisiones de
dichos procesos.
La teoría defendida por el biólogo
americano Barry Commoner y el
economista rumano Nicholas Georgescu-
Roegen, sobre las cuatro leyes de la
ecología, sigue teniendo plena vigencia:
Primera ley Todo está relacionado con
todo lo demás: lo que afecta a uno afecta
a todos.
Segunda ley Todas las cosas han de ir a
parar a algún sitio: no hay residuos en
la naturaleza y no hay un afuera adonde
las cosas puedan ser arrojadas.
Tercera ley La naturaleza es sabia:
la humanidad ha creado tecnologías para
mejorar la naturaleza, pero los tales
cambios en el sistema natural,
usualmente han sido en detrimento del
sistema.
Cuarta ley No hay nada que sea
gratuito: en la naturaleza, ambos
miembros de la ecuación deben estar
equilibrados, para cada ganancia hay un
costo, y las deudas al final se pagan.
Estas cuatro leyes de la ecología
determinan una realidad básica desde la
que el hombre debe replantearse la
ciencia, la técnica, la economía, la
política; en resumidas cuentas,
replantearse su acción en el mundo para
256
vivir de una manera ambiental, social,
económica y políticamente sostenible.
Desde la década de los sesenta en
diversos países desarrollados se
adoptaron políticas y regulaciones
específicas para controlar la
contaminación. El tipo de política y
regulaciones adoptado por estos países se
conoció como comando y control que
enfatizaba el desarrollo de estándares
ambientales y posterior fiscalización y
penalización en el caso de
incumplimiento.
La implementación de este tipo de
regulaciones incentivó el desarrollo de
tecnologías fin de tubo, como las plantas
de tratamiento de aguas residuales.
Lamentablemente, la experiencia práctica
internacional demostró que implementar
esta política de control de la
contaminación no fue exitoso por sí solo,
por lo cual en la década de los noventa se
complementó con políticas y
regulaciones conocidas como producción
más limpia, que introducen el concepto
de incentivos a las empresas para cumplir
con las regulaciones ambientales y el
desarrollo de tecnologías y métodos que
evitaran la contaminación desde sus
orígenes.
Mientras se realizan esfuerzos para paliar
los efectos de los vertidos, que no
resultan suficientes pues la
contaminación se incrementa día a día y
sus consecuencias son cada día más
graves, se pone de relieve que ni las
administraciones con competencia en
estos temas se esfuerzan tanto como
parece ni muchas de las empresas (entre
ellas las mineras) realizan una adecuada
gestión ambiental.
En todo esto, la meta de la producción
más limpia es la de evitar o minimizar la
generación de efluentes por la vía de la
reducción en el origen, el reciclamiento
y/o la reutilización. Se requiere entonces

de la aplicación de estrategias
ambientales preventivas en la generación
de efluentes, lo que se traduce en una
reducción del riesgo sobre la población y
el ambiente y en el mantenimiento de los
niveles de agua deseables en los
acuíferos.
La experiencia de diversas
organizaciones demuestra que
prácticamente todas las tecnologías para
aplicar una producción más limpia, sean
blandas (herramientas de gestión) o
duras (cambios tecnológicos), están
disponibles en el mercado y, por esa
razón, acceder a ellas solo requiere de un
esfuerzo de información y adaptación.
La producción más limpia enfrenta el
tema de la contaminación de manera
preventiva, para identificar mejoras que
se orienten a conseguir niveles de
eficiencia que permitan reducir o
eliminar los efluentes, antes que estos se
generen.
La experiencia internacional ha
demostrado que a largo plazo la
producción más limpia es más efectiva
desde el punto de vista económico, y más
coherente desde el punto de vista
ambiental, con relación a los métodos
tradicionales al final del proceso (plantas
de tratamiento). Las técnicas de
producción más limpia contemplan desde
simples cambios en los procedimientos
operacionales de fácil e inmediata
ejecución hasta cambios mayores que
impliquen la sustitución de líneas de
producción por otras más limpias y
eficientes.
En síntesis, la meta de la producción más
limpia es evitar la generación de
efluentes, lo cual frecuentemente reduce
costos y riesgos, y a la vez, permite
identificar nuevas oportunidades.
257
Sin embargo la producción más limpia no
abarca únicamente lo relativo a un
proceso en particular, sino que
necesariamente debe incorporar, en
forma integral la gestión global de la
empresa a través de todo el ciclo de vida
de producción. Es así que hay que dar
especial atención a generar un cambio de
actitud en las empresas respecto al tema
ambiental, enfocándolo desde una
perspectiva de oportunidad de negocios,
reducción de costos de operación y riesgo
ambiental.
Desde esta perspectiva, fomentar una
producción más limpia representa un
gran reto para el sector minero, de forma
tal de lograr actividades mineras
eficientes, tanto en su productividad
como en su desempeño ambiental.
2.2 La producción más limpia en
minería
El uso de tecnologías limpias en el sector
minero constituye una urgencia de esta
industria por razones que a simple vista
parecen comprensibles para todos los
actores interesados en el tema.
En primer lugar, porque dejarán de ser
competitivas ante el empuje de otras de
mayor poder económico que rápidamente
invadirán un mercado educado en el
consumo de productos ecológicos.
En segundo lugar, porque las grandes
instituciones financieras internacionales
dejaron de prestar dinero y otorgar
créditos a empresas contaminantes o
simplemente por acciones populares
totalmente justificadas y validadas por
los medios y las instituciones de poder.
Cuando se trata de la selección de las
tecnologías limpias es preciso analizar el
problema de la transferencia de
tecnologías como un factor de innegable
efecto sobre el ambiente en las
comunidades mineras.

Uno de los criterios más importante para
adoptar una u otra tecnología, que
frecuentemente no se tiene en cuenta por
los tomadores de decisiones, es la del
carácter social de las tecnologías y las
características de los contextos donde
aplican. A menudo los empresarios
mineros no comprenden porqué una
tecnología que tiene el éxito garantizado
en un país determinado cuando se
transfiere a otro se convierte en una
fuente de contradicciones sociales.
La adquisición de nuevas tecnologías es
una necesidad, especialmente en la
minería de pequeña escala y en la
artesanal. Sin embargo, las tecnologías
son portadoras de los valores, modos de
vidas y rasgos de las comunidades donde
fueron creadas, de ahí que al ser
insertadas en otro medio necesite de un
cierto período de asimilación por parte de
las comunidades receptoras.
La asimilación depende de innumerables
factores, pero tal vez el más importante
lo constituye la adaptación, porque
incluye en su análisis la cultura como
elemento decisivo de la selección
tecnológica. La completa aprehensión de
esta relación facilitará la comprensión de
las causas que provocan el rechazo en las
comunidades de la adquisición de nuevas
tecnologías y los comportamientos
dispares en su utilización en el país
ofertante con relación al demandante.
Se debe tener en cuenta que la
asimilación de una nueva tecnología
depende del factor humano y la
capacidad de organización de las
sociedades receptoras de adaptarse a los
procesos inherentes a las tecnologías
transferidas. En ello radica, en buena
medida, la explicación del fracaso de la
modernización tecnológica de muchas
minas.
Pero, también existen otras causas que se
erigen en barreras, en ocasiones
258
infranqueables, para asumir nuevas
tecnologías; se trata de los sistemas
culturales de las comunidades cercanas a
las minas y que se constituyen en la
mano de obra empleada en estas
empresas.
Se puede afirmar que la dimensión
tecnológica del desarrollo sustentable se
refiere al uso de un tipo de tecnología
que logre el crecimiento económico, en
armonía con el ambiente, con el
propósito de alcanzar el desarrollo
humano.
El logro de la sustentabilidad ambiental a
partir de la tecnología presupone el
reconocimiento de que esta no es neutra y
los impactos de una u otra sobre el
ambiente responden a los intereses de los
grupos implicados en su aplicación y a la
evaluación previa de los riesgos que se
realizó antes de llevarla a la práctica.
Desde este punto de vista la tecnología
puede constituirse en un aliado
insustituible para la sociedad al
humanizar las actividades del hombre y
contribuir a la protección de la
naturaleza.
Ante este panorama existe otro concepto,
el de la producción más limpia, cuya
finalidad es el de permitir, en forma
sistemática y funcional, la prevención de
la contaminación en la fuente y la de
optimizar el uso de la energía y el agua
en las actividades productivas.
Muchos ingenieros y empresarios de
minas creen que la industria minera no
tiene alternativa para producir
eficientemente sin dejar de contaminar el
ambiente. Con este argumento, recurren a
proyectos de remediación sin lograr
restaurar los daños causados pese al alto
costo del proyecto.
Una política en cualquier empresa minera
que fomente una producción más limpia

debe incluir, al menos, los siguientes
aspectos:
• Prevenir la contaminación en el
origen
• Reutilizar y reciclar el recurso
efluente o residuo
• Generar mecanismos de transferencia
tecnológica (aplicación de tecnologías
limpias)
• Incorporar en la gestión global de la
empresa el concepto de producción
más limpia
• Generar mecanismos de incentivo
Al obtenerse una producción más limpia,
sin derramar los relaves y desechos
industriales al ambiente, el impacto
producido por la industria minera será
menor; y en consecuencia, la
remediación y sus costos serán menores.
Si los mineros aplican acciones y
procesos productivos con la filosofía de
la producción más limpia encaminados a
un mejoramiento continuo, mediante el
control y el uso racional de los recursos,
el mejor manejo o eliminación de algunas
materias tóxicas, la reducción de la
cantidad de efluentes, se verán
compensados no sólo con el incremento
de su producción sino también con el
aumento de sus ingresos, lo que les
permitiría mejorar la calidad de vida y la
comunidad se beneficiará con mejores
condiciones ambientales.
A continuación, por ser el tema de estas
Jornadas, se limita este análisis a la
gestión de los efluentes mineros.
259
3. GESTIÓN AMBIENTAL DE LOS
EFLUENTES MINEROS
3.1 Manejo de efluentes mineros
Pocas décadas atrás, la disposición de
aguas residuales de procesos industriales
se efectuaba sin limitaciones a cuerpos y
cursos de agua. Como consecuencia de la
normativa ambiental y de los avances
tecnológicos han surgido nuevas
opciones, que consideran una
disminución importante de la descarga al
privilegiar la minimización del consumo
en la fuente y su reutilización.
Como es conocido, los efluentes en
minería se originan en las diferentes
etapas a la que es sometido el mineral
para la obtención del metal.
Dependiendo de la operación utilizada en
la extracción, de la concentración y de
los procesos utilizados en refinarlo, se
resumen los principales tipos de
efluentes:
a) Extracción: drenaje de minas y
soluciones gastadas, principalmente
cuando se utilizan procesos hidrometalúrgicos,
lixiviación in situ, en pila,
extracción por solvente, etc. de
preferencia se recicla, si ello no es
posible se neutraliza y/o desintoxica
antes de disponerlos en lagunas para su
evaporación o reutilización.
b) Concentración: el agua de proceso se
utiliza para transportar los sólidos o
ganga hasta su sitio de disposición final,
laguna de relave, donde se evapora el
agua y/o se vuelve a bombear al proceso.
c) Refinación: en las fundiciones se
genera un efluente ácido, debido al
lavado y enfriamiento de gases.
Por lo general, estas descargas cumplen
la condición de residuo industrial líquido,
y por lo tanto están incluidos en
diferentes normas.

En particular, el drenaje de aguas en las
minas subterráneas se hace para evitar
inundaciones. Ello es posible mediante
métodos tradicionales de bombeo o
gravedad (que arrastra sedimentos y tiene
mayor porcentaje de turbidez que los
drenajes bombeados) y sus impactos
están asociados a variaciones del nivel
freático y cambios en el caudal de los
manantiales y dirección del flujo;
mientras que por la acción de la
lixiviación de los sulfuros se producen
alteraciones en la calidad del agua (aguas
ácidas).
La recolección y tratamiento de las aguas
residuales generadas por el
procesamiento de metales puede ser una
manera eficaz de evitar que los
materiales tóxicos sean devueltos
directamente al ambiente. Aunque los
tratamientos activos son ampliamente
utilizados (como por ejemplo agregar
agentes neutralizadores como piedra
caliza o hidróxido de sodio a las aguas
residuales ácidas es el método activo más
común para reducir la acidez y la
contaminación de metales pesados), los
tratamientos pasivos (que se basan en la
capacidad de plantas y bacterias para
mitigar contaminantes), poseen potencial
para un mayor uso futuro en el
tratamiento de aguas residuales.
La biorreparación es prometedora en la
búsqueda de tratamientos pasivos
eficaces en la minería de metales. La
técnica se basa en el uso de bacterias para
atrapar o absorber los metales. La forma
más común de biorreparación es la
creación de humedales artificiales,
método que ha sido utilizado
extensamente en la industria del carbón,
pero que aún no ha sido aplicado en igual
medida en la minería de metales.
Los sistemas de remoción de vestigios de
metales, los sistemas de destrucción y
oxidación del cianuro, la precipitación de
260
los metales pesados mediante el uso de
cal, el intercambio de iones y la filtración
pueden ser utilizados para retirar el 90%
o más de los vestigios de metales y
cianuro contenidos en las aguas
residuales.
Dichos sistemas de remoción, sin
embargo, pueden ser costosos para las
compañías mineras que operan en áreas
con un gran volumen de agua a ser
tratada. Aunque estas técnicas pueden
remover grandes porcentajes de vestigios
de metales, el agua resultante de todas
maneras podría no satisfacer los
estándares previstos en la legislación
sobre la materia. Hasta que se desarrollen
técnicas más avanzadas para eliminar
suficientemente los metales, las
compañías mineras deben enfocarse en
utilizar técnicas seguras.
Además, el drenaje minero subterráneo
generalmente contiene otros
componentes orgánicos, tales como
grasas, aceites y solventes, que provienen
en su mayoría de la maquinaria y
equipos, y componentes químicos
disueltos como sales, ácidos minerales y
metales, que pueden presentar algún
grado de toxicidad, y que no degradan
naturalmente, pudiendo contaminar las
fuentes de agua.
Un residuo significativo desde el punto
de vista ambiental son los aceites usados.
Estos pueden impactar negativamente el
ambiente a través de su almacenamiento
y disposición inadecuada, además de los
derrames y fugas que se producen en los
equipos y que irremediablemente llegan
al suelo. Esto se produce por el
mantenimiento de vehículos, motores y
equipos en sus respectivos cambios de
aceite.
Una buena práctica ambiental, consiste
en contratar el abastecimiento de aceites
junto con el retiro de los aceites usados
por el mismo proveedor. Esta práctica,

ofrece la oportunidad de hacer gestión
sobre los aceites, iniciada por una simple
pregunta: ¿Cuánto aceite estoy
comprando y cuánto estoy retirando de
mi faena? La diferencia entre estos dos
valores, es la pérdida de aceite que
indiscutiblemente está en el ambiente. A
partir de aquí comienza la gestión para su
manejo adecuado y aún más, permite la
disminución de los consumos.
Existen operadoras mineras que cuentan
con infraestructura para el manejo de sus
aceites, quienes adquieren el aceite a
granel, poseen un sistema de distribución
a través de tuberías desde estanques
principales a sus diferentes talleres,
donde se entrega el aceite directamente
en el equipo. Un sistema recolector
permite el manejo de los aceites usados,
los que son transportados desde los
talleres y acumulados en estanques
apropiados para este objetivo. Esto tiene
el beneficio de minimizar las pérdidas en
el trasvase y manipulación de aceites,
además de utilizar al mínimo el uso de
envases para estos productos que son otro
residuo complejo.
3.2 El drenaje ácido
La generación de drenaje ácido ha sido
reconocida como uno de los factores
principales de la degradación ambiental y
el factor más importante para la
destrucción parcial o completa de los
ecosistemas acuáticos y el agua
subterránea.
Gran parte de la contaminación generada
por la minería podría mitigarse con la
construcción de presas de colas (o
relaves), las cuales han demostrado ser
eficientes en el tratamiento de las aguas
no solo por la importante reducción que
provocan en la presencia de sólidos
suspendidos, sino también por la
disminución (aunque parcial) de las
261
concentraciones de metales pesados y
otros elementos, reactivos altamente
tóxicos, utilizados para el procesamiento
de los minerales.
Otro problema que se presenta es que las
operaciones son abandonadas sin un
adecuado cierre ambiental o en la
mayoría de los casos sin ningún tipo de
consideraciones ambientales, limpieza o
recuperación de tierras, lo que
frecuentemente da como resultado la
lixiviación permanente de material de
roca no estéril que provoca la
contaminación de cuerpos de agua
receptores, sedimentos y suelos utilizados
con fines agrícolas por comunidades
campesinas ó en muchos de los casos por
los propios mineros, cuando se trata de
los denominados agromineros.
Si bien las minas que han sido cerradas
representan menor contaminación por el
agua de mina, colas y relaves, también
pueden traer como consecuencia el cese
de un mantenimiento periódico de los
diques, generando riesgos ambientales
aún mayores.
En las operaciones de la minería a
pequeña escala además se tienen otros
serios problemas ambientales en las áreas
mismas de trabajo. En las zonas de
explotación existen serios problemas de
contaminación por residuos sólidos,
basura generada por los mismos
trabajadores que es dispuesta de manera
desordenada (botellas, latas, tuberías,
materiales, etc). En las bocaminas el
problema de derrames de grasas y aceites
es preocupante. Ambos factores impactan
notablemente en lo que se denomina el
ambiente laboral y el ambiente humano
y, obviamente, la calidad de los suelos y
aguas circundantes.
En las minas subterráneas, es frecuente
que el material de desmonte esté
compuesto por importantes porcentajes
de sulfuros de hierro como la pirita. Este

desmonte generalmente es acumulado en
las bocaminas y es además el principal
componente de los relaves. En muchos
casos, las cavidades dejadas por el
minado subterráneo son rellenadas con
desmontes o con relaves.
En esto, el potencial de drenaje ácido es
una cuestión clave. La respuesta
determinará si la propuesta de un
proyecto minero es o no es
ambientalmente aceptable.
El drenaje ácido de mina es una de las
amenazas ambientales más importantes
relacionadas con las operaciones mineras
debido a su potencial toxicidad para los
organismos y a su persistencia durante
muchos años tras el cese de las
operaciones mineras. Es la fuente más
importante de contaminación de las aguas
superficiales y subterráneas, por
consiguiente del ambiente, y se considera
una de las amenazas más graves a los
recursos hídricos. El drenaje ácido tiene
el potencial de causar devastación con
impactos a largo plazo. Si no es
controlado, puede discurrir hacia los ríos,
riachuelos o percolar hacia las aguas
subterráneas.
El drenaje ácido puede liberarse desde
cualquier parte de la mina donde los
sulfuros se expongan al aire y al agua,
incluyendo las pilas de material estéril,
botaderos de escombros o desecho de
roca, relaves, túneles subterráneos y pilas
de lixiviación.
Muchos ríos impactados por el drenaje
ácido de mina tienen un valor de pH de 4
o menos (similar a una batería ácida). Es
poco probable que las plantas, animales y
peces puedan sobrevivir en ríos con tales
condiciones. Los impactos en la vida
acuática pueden ir desde la muerte
inmediata de peces hasta efectos
subletales, que afectan su crecimiento,
comportamiento o la capacidad
reproductiva.
262
Como es sabido, la producción de aguas
ácidas, está controlada por los siguientes
factores: disponibilidad de pirita,
presencia de oxígeno, existencia de
humedad en la atmósfera, disponibilidad
de agua para transportar los productos de
oxidación, características de la mina o de
los depósitos estériles.
Mientras que la velocidad de reacción
depende de numerosas variables, como:
pH y temperatura del agua y ambiente,
tipo de mineral sulfuroso y superficie
expuesta, concentración de oxígeno,
agentes catalíticos y actividad química
del hierro férrico, energía de actuación
química requerida para que se inicie la
reacción, presencia de Thiobacillus
ferrooxidans u otras bacterias que actúan
como catalizadoras.
Un buen indicador del drenaje ácido de
mina es el color naranja de las aguas en
sitios cercanos. El agua se tiñe de naranja
porque el agua ácida disuelve con
facilidad metales como hierro, cobre,
aluminio, cadmio y plomo. Disueltos en
agua ácida, estos metales producen limo
de color naranja, rojo y café. Esto a su
vez puede incrementar el problema de la
toxicidad producida por metales, porque
en aguas ácidas éstos se disuelven con
mayor rapidez.
El drenaje ácido de mina también puede
ocurrir en depósitos de escoria que
contienen sulfuros que estaban presentes
originalmente en el mineral o la roca
estéril. En algunas operaciones
subterráneas, ésta se utiliza para rellenar
el espacio excavado donde se hizo la
extracción. Si no se aseguran
adecuadamente, los sulfuros que sufren
oxidación en presencia del aire pueden
filtrarse hacia las aguas subterráneas y
superficiales, causando condiciones
ácidas.
También las minas subterráneas pueden
producir drenaje ácido durante y después

de la extracción de yacimientos de
minerales. Los túneles subterráneos
pueden contener sulfuros que reaccionan
con el aire y el agua para producir ácido.
Uno de los aspectos más serios del
drenaje ácido de mina es su persistencia,
ya que puede perdurar por décadas, ya
que la producción de ácidos ocurre
lentamente y las pilas de rocas de sulfuro
continuarán produciendo ácido hasta que
el sulfuro se haya agotado.
Debido a las condiciones climáticas, el
potencial de contaminación del agua y
los suelos a causa del drenaje ácido de
mina puede ser mayor en las regiones
tropicales.
La combinación de altas temperaturas y
fuertes lluvias propicia el crecimiento
rápido de plantas y microbios. Las altas
temperaturas aceleran la mayoría de
reacciones químicas y muchas especies
de microbios actúan directamente sobre
minerales específicos como la pirita y
otros sulfuros de hierro para aumentar la
velocidad de reacción de los químicos.
Todos estos factores contribuyen a la
rápida erosión de rocas y minerales en
ambientes tropicales.
Cuando ha ocurrido el drenaje ácido de
mina, prácticamente no hay métodos
económicamente viables para revertir el
proceso. Las técnicas disponibles tienen
el potencial de predecir e impedir el
drenaje ácido de mina, tanto durante
como después de las operaciones
mineras.
Desde el comienzo de la operación
minera debe haber un sistema de
pronóstico y monitoreo para identificar
materiales generadores de ácidos y para
monitorear la producción de residuos
ácidos. Se deben examinar los minerales
para establecer su potencial de
producción de ácido antes de dar inicio a
la explotación, y para evitar el uso de
roca estéril rica en sulfuros para la
263
construcción de caminos o diques. Este
monitoreo debe continuar a lo largo de la
operación y tras su cierre.
Donde exista la posibilidad de drenaje
ácido de mina, una estrategia primaria de
prevención es limitar la disponibilidad de
agua o restringir el tiempo de contacto de
la roca explotada con el agua.
Las medidas para reducir el impacto
potencial del drenaje ácido de mina se
pueden resumir así:
• Pronosticar con las metodologías
existentes la producción potencial de
ácidos de los minerales.
• Impedir el drenaje ácido de mina al
limitar el contacto entre el agua y la
roca expuesta en la mina.
• Almacenar los materiales ácidos bajo
cubiertas húmedas o secas para evitar
el contacto con oxígeno o agua.
• Utilizar técnicas de recuperación
apropiadas después de las actividades
mineras para evitar la producción de
drenajes ácidos de mina.
Cuando existe riesgo de generación de
aguas ácidas, con el fin de eliminar o, al
menos, minimizar su aparición, deberían
tenerse en cuenta criterios de diseño y
gestión del riesgo.
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
tratamiento 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 una
combinación 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 se basan en la
eliminación de alguno de los elementos
esenciales en la generación de aguas
ácidas. La elección entre uno u otro
método, depende de las condiciones
(origen, desagüe, grado de actividad,
etc.), características (físicas y químicas) y
carácter (permanente y temporal) del
efluente, así como espacio disponible.
Sin embargo, se puede indicar que los
métodos de tratamiento activos de aguas
ácidas tienen un costo elevado, por lo que
no se puede mantener esta tecnología por
un período prolongado una vez finalizada
la vida útil de la mina, mas aún
considerando que el problema de las
aguas ácidas puede perdurar por cientos
de años.
Se han investigado diversos métodos de
tratamiento pasivo que dan buen
rendimiento en la neutralización del pH y
la eliminación de metales pesados.
Además, requieren poco mantenimiento y
por su bajo costo pueden ser asumidos
durante períodos de tiempo una vez
clausurada la instalación minera.
3.3 Manejo ambiental de aguas
residuales domésticas en minería
La otra fuente de contaminación de las
aguas producidas en las actividades
mineras subterráneas son las aguas
residuales domésticas. El contenido de
materia orgánica de las aguas residuales
que se vierten en ríos y quebradas por la
biodegradación que sufren estas aguas,
consumen grandes cantidades de oxígeno
de las aguas receptoras, ocasionando la
muerte de peces, plantas acuáticas y
aumentando la probabilidad de
enfermedades.
264
Las poblaciones localizadas aguas abajo
de los puntos de descarga, tienen
contacto directo con las excretas y aguas
residuales, pueden utilizar estas aguas
servidas para su consumo. En
consecuencia es necesario eliminar de las
aguas residuales los elementos
patógenos, o sea las bacterias causantes
de enfermedades.
3.4 Manejo ambiental de los residuos
sólidos domésticos
El mayor efecto ambiental de los
residuos sólidos es la contaminación de
las aguas superficiales y subterráneas por
el líquido percolado producto de la
descomposición de las basuras, que es
llevado por los drenajes naturales a ríos y
quebradas.
La producción de basura en kg/minero x
día, de acuerdo al número de trabajadores
que pueden llegar a laborar en una mina,
se ha estimado como sigue:
5 - 10: 0,1 kg/minero/día
10 - 30: 0,1 kg/minero/día
> 30: 0,2 kg/ minero/día
La caracterización de los residuos sólidos
domésticos producidos en una mina,
corresponde en un 90% a residuos
orgánicos (restos de comida) y en un
10% a residuos inorgánicos (envases y
empaques plásticos).
De ser posible debe promoverse el
reciclaje de algunos materiales presentes
en los residuos. Otra técnica factible es la
recuperación para su reciclaje o reuso.
También se puede implementar la
reutilización de materiales presentes en
los residuos.
Debido a que la producción de residuos
sólidos es baja, y que usualmente las
minas se encuentran alejadas de centros
poblados, se recomienda como sistema
mas apropiado de manejo el denominado
enterramiento cubierto.

4. ADOPCIÓN DE PROCESOS
MÁS LIMPIOS EN MINERÍA
Como ya se indicó, en la mayoría de los
casos, la solución a los problemas de la
contaminación en la industria minera se
reduce a realizar un tratamiento de los
efluentes al final del proceso, mientras
que el concepto de producción más
limpia ataca el problema en su raíz. Sin
embargo, esta alternativa es la que
demanda también mayor tiempo y dinero
y es la razón porque en la gran mayoría
de los casos se opta por las últimas y
menos prioritarias (tratamiento y
disposición).
La reducción en la fuente demanda
mayores recursos, ya que para solucionar
el problema se desarrollan cambios en el
proceso, tales como cambios de
tecnología o modificaciones profundas.
Ello significa indudablemente desarrollar
un trabajo de investigación fundamental
de largo plazo, desde las etapas de
laboratorio a plantas pilotos y más tarde
industriales. Es la alternativa que han
empleado algunos países desarrollados,
que disponen de mayores recursos y por
ende son capaces de correr también los
riesgos de invertir en investigaciones que
no siempre conducen a los resultados
esperados.
ALTA
PRIORIDAD
BAJA
PRIORIDAD
GESTIONES CON MÁS Y MENOS PRIORIDAD PARA EL IMPACTO
AMBIENTAL EN LA INDUSTRIA MINERA
GESTIÓN ACTIVIDADES APLICACIONES
REDUCCIÓN
EN FUENTES
‐MODIFICACIONES AL PROCESO
‐CAMBIOS TECNOLÓGICOS
‐CAMBIOS ALIMENTACIÓN
‐CAMBIOS EN PRODUCTO
‐MEJORA PROCEDIMIENTOS
RECICLAJE ‐REUTILIZACIÓN
‐RECICLAJE EN CIRCUITO
CERRADO
TRATAMIENTO ‐ESTABILIZACIÓN
‐NEUTRALIZACIÓN
‐PRECIPITACIÓN
‐EVAPORACIÓN
‐INCINERACIÓN
DISPOSICIÓN ‐DISPOSICIÓN EN SITIOS
PERMITIDOS
‐MODIFICACIONES EQUIPO
‐AUMENTO EFICIENCIA USO DE ENERGÍA
‐RECICLAJE
‐REPROCESAMIENTO COLA
‐RECUPERACIÓN
‐TRATAMIENTO AGUAS DESECHO
‐DISPOSICIÓN RELAVE
265
La última opción (disposición) significa
involucrar menos recursos, pero también
mantener un problema no resuelto y
prolongarlo en el tiempo.
Hoy en día todavía se aplica mucha
disposición y poca reducción en las
fuentes. Este cambio debiera producirse
incentivando la investigación y el
desarrollo tecnológico, destinando
mayores recursos a estas actividades. Sin
embargo estos recursos no siempre están
disponibles o no están dentro de las
políticas de desarrollo de los gobiernos o
empresas mineras.
En general, los recursos empleados para
introducir prácticas de producción más
limpia en una empresa son considerados
como una inversión, normalmente de
corto plazo, ya que generan retornos
económicos y beneficios ambientales en
simultáneo. Y por el contrario, los
recursos empleados para hacer el manejo
de residuos como desechos al final del
proceso productivo (plantas de
tratamiento) son considerados como un
gasto, ya que no generan retornos
económicos.
Así, la producción más limpia se presenta
al sector productivo minero como una
oportunidad para implementar una nueva
manera más proactiva de actuar frente al
tema ambiental. En un mundo en que las
exigencias ambientales aumentan cada
día más, esta manera de abordar los
aspectos de la producción ofrece una
alternativa de trabajo más lógica y de
acuerdo con el principio de desarrollo
sustentable.
Con el propósito de apoyar la
introducción de los principios y acciones
de la producción más limpia en la
minería subterránea, se incluyen a
continuación algunas recomendaciones
con la finalidad de permitir, en forma
sistemática y funcional, prevenir la

contaminación y optimizar el uso del
agua en las actividades productivas.
Estas recomendaciones se organizan así:
• Buenas prácticas de manejo
• Gestión preventiva de aguas ácidas
4.1 Buenas prácticas de manejo
Las buenas prácticas son acciones
voluntarias basadas en el sentido común,
que se refieren a un cierto tipo de
medidas relacionadas con la
minimización de efluentes y desechos, el
ahorro de agua y el mejoramiento de la
gestión de la empresa.
El objetivo de las buenas prácticas es
identificar las opciones de sentido
común, simples y prácticas, que puedan
aplicarse para reducir los costos de
producción e incrementar la
productividad total de la empresa y
además disminuir el impacto ambiental.
Es interesante considerar que en la
mayoría de los casos estudiados, se pudo
disminuir alrededor del 50% la
generación de residuos mediante la
implementación de buenas prácticas sólo
realizando pequeños cambios
operacionales.
La implementación de estas prácticas es
relativamente fácil y económica y se
pueden aplicar con el objetivo de:
• Racionalizar el uso de los recursos.
• Reducir el volumen y/o toxicidad de
los desechos líquidos y sólidos
emitidos durante el proceso.
• Mejorar las condiciones de trabajo y
de la salud y seguridad ocupacional
en la empresa.
Además, la minimización en su
generación puede permitir:
• Reducir los niveles de contaminación;
266
• Mejorar la imagen de la empresa ante
los clientes, la comunidad y las
autoridades.
Con la aplicación de buenas prácticas de
manejo también se puede lograr el ahorro
de agua, a través de:
• Prevención de fugas y derrames
de agua
• Reuso de agua
• Monitoreo del uso de agua
En cuanto a la contaminación por
desechos y generación de aguas ácidas
estas buenas prácticas apuntan a:
• Realizar las extracciones siguiendo
todos los sistemas de seguridad
adaptados al tipo de terreno.
• Separar los residuos y depositarlos en
lugares adecuados.
• Gestionar de forma correcta los
desechos peligrosos, incluyendo sus
envases.
• Elegir desengrasantes que no
contengan elementos no
biodegradables.
• Impermeabilizar las zonas de contacto
directo con el suelo y con las aguas
subterráneas.
• No alterar las condiciones físicoquímicas
de los cauces fluviales por
acumulación de sólidos.
En cuanto al uso y consumo del agua:
• Implantar procedimientos para
minimizar el consumo de agua de
procesos; así se obtendrá un ahorro en
las cantidades empleadas y se
facilitarán las labores de saneamiento
y depuración.

• Separar las aguas pluviales de las de
proceso, puesto que las primeras no
requieren procesado.
• No malgastar el agua y, si es posible,
instalar circuitos de proceso cerrados.
• Automatizar la limpieza de equipos,
ya que este tipo de mecanismo reduce
el agua consumida.
• Utilizar productos absorbentes en
lugar de agua para la recogida de
derrames de aceites y otros
lubricantes.
Para la gestión de la contaminación y los
desechos orientan a:
• Poseer las autorizaciones
administrativas necesarias y a cumplir
con la normativa ambiental vigente
(calidad del agua, etc).
• Crear un registro de cantidades,
tipología, destino y costos de los
desechos y su gestión. Así se podrán
fijar objetivos de reducción.
• Informar al personal de los peligros
de los productos químicos que se
empleen, ya que contribuye a reducir
los riesgos de contaminación y de
accidentes laborales.
• Mantener limpias las áreas de trabajo,
ya que permite detectar posibles fugas
de fluidos.
• Realizar revisiones periódicas de los
tanques de combustible para evitar
pérdidas y, sugerir la conveniencia de
disponer de bandejas de derrame para
evitar la contaminación del suelo.
• Reciclar en lo posible las aguas
residuales que se generan en el
proceso industrial. Posteriormente
podrán ser reincorporadas al proceso
y se reducirán al máximo los vertidos.
267
• Ubicar las escombreras e
instalaciones fuera de los cauces
naturales de agua.
4.2 Gestión preventiva de aguas ácidas
Cuando existe riesgo de generación de
aguas ácidas, con el fin de eliminar o, al
menos, minimizar su aparición, se deben
tener en cuenta los siguientes criterios de
diseño y gestión del riesgo:
• Prevenir y minimizar la generación de
aguas ácidas: planificar
adecuadamente la actividad y su
entorno, caracterizando los posibles
efluentes (sistemáticos o
accidentales), así como sus efectos
sobre el ambiente.
• Detectar y caracterizar (caudales y
concentraciones), tanto posibles focos
generadores de contaminación
(equipos o actividades) como puntos
de vertido (continuo o accidental).
• Actuar con rapidez y eficacia en la
construcción de barreras.
• Concentrar los efluentes y aislarlos
del entorno.
• Controlar la red hidráulica del
entorno de forma continua, espaciotemporal,
de acuerdo con valores
guía.
• Realizar el tratamiento de las aguas
ácidas (caso de producirse).
• Cuantificar los efectos.
Con respecto a las formas de actuar, cabe
distinguir aquellas acciones que se
orientan hacia el objetivo de reducir la
formación de efluentes contaminados y
aquellas otras que implican el tratamiento
de las aguas contaminadas.
En general, la actuación no se ciñe a un
sólo procedimiento, sino que puede ser

una combinación de varios, y se acomete
en función del problema específico a
resolver, ya que su eficiencia puede ser
muy diferente de un caso a otro.
Un paso previo, a la resolución de los
múltiples problemas que plantean las
aguas ácidas, desde la óptica preventiva,
pasa por reducir al máximo sus caudales,
para tener que tratar menores volúmenes.
Este estudio debe plantearse a nivel de
anteproyecto, con el objeto de tener no
sólo una valoración técnica sino también
económica, que permita definir su
viabilidad, bien para la totalidad de los
depósitos de estériles, bien para parte de
ellos.
De otra parte, la mejor forma de evitar la
oxidación de los materiales piríticos es su
almacenamiento en condiciones
anóxicas, es decir bajo agua. 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.
Los métodos preventivos 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 canales perimetrales
de desagüe.
• Retiro, segregación y depósito
selectivo de los materiales
potencialmente acidificadores.
• Sellado de comunicaciones con el
subsuelo.
268
• Corrección con materiales
neutralizadores.
• Adición de bactericidas.
La elección entre uno u otro método,
depende de las condiciones (origen,
desagüe, grado de actividad, etc.),
características (físicas y químicas) y
carácter (permanente y temporal) del
efluente, así como del espacio disponible.
Donde es imposible evitar la oxidación
de los sulfuros, la estrategia preferible es
aislar los materiales que entrañan mayor
riesgo y retener los productos de la
oxidación para minimizar el daño
ambiental. La opción menos deseable es
tratar los drenajes ácidos resultantes y
corregir los impactos que éstos generen.
Sea como fuere, es muy importante
planificar las operaciones de prevención
efectiva de la contaminación por aguas
ácidas 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.
Lo ideal podría ser proceder a la
estabilización, impermeabilización y
rehabilitación in situ de los depósitos
susceptibles de causar estos efluentes, ya
que: se evitaría su manipulación; no se
requeriría transporte; no se afectarían
ambientalmente otras áreas; se
recuperarían áreas degradadas; etc.
La valoración de esta opción requiere:
• Definir cartográficamente las
superficies afectadas por cada uno de
los depósitos de estériles.
• Analizar la posibilidad de reducir
estas superficies, apilando sobre
depósitos existentes los residuos de
poco espesor.

• Estudiar la estabilidad geotécnica de
las escombreras, especialmente frente
a deslizamientos.
• Calcular los volúmenes de materiales
de baja permeabilidad y no reactivos,
necesarios para encapsular los
depósitos con un recubrimiento.
• Localizar áreas que pudieran aportar
materiales litológicos de las calidades
requeridas.
• Estudiar, como alternativa, el empleo
de geomembranas de recubrimiento,
con una cubierta de materiales
inertes;
• Estudiar y definir la cobertura vegetal
adecuada, para su estabilización,
lucha contra la erosión e integración
paisajística.
La secuencia típica de operaciones, para
restituir la salida de efluentes ácidos de
un depósito de estériles susceptible de
generarlos, es la siguiente:
• Nivelar y remodelar la superficie, de
modo que el drenaje se produzca
desde el centro hacia la periferia, de
manera que no queden pendientes
superiores al 15%.
• Construir canales periféricos para
desviar el agua de escorrentía que
pudiera infiltrarse o acceder a los
materiales apilados.
• Compactar la superficie de la
escombrera, de forma que se reduzca
su permeabilidad y porosidad y se
mejoren sus características
geotécnicas.
• Extender un material impermeable de
cobertura.
• Colocar una capa drenante para
facilitar la circulación del agua,
evitando su tendencia a infiltrarse.
269
• Extender una capa de tierra vegetal o
mezcla de materiales capaces de
sostener una cubierta vegetal.
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.
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.
En conclusión, la adopción de buenas
prácticas no requiere de grandes
inversiones en tecnologías más limpias,
BIBLIOGRAFÍA
270
las que podrían ser relativamente caras
para las PYMES. Busca el mejoramiento
continuo del proceso productivo
mediante el uso más racional de los
recursos y la optimización de los
procesos productivos.
Aguirre, Luis Alberto. Importancia de la producción más limpia en minería. VII Congreso
Internacional sobre tecnologías limpias en la industria minero-metalúrgica. Buzios, Brasil,
2006
Centro de Promoción de Tecnologías Sostenibles. Guía técnica general de producción más
limpia. Bolivia, 2005
Chaparro, Eduardo. Los procesos mineros y su vinculación con el uso del agua. Ponencia
presentada en Taller OLAMI: Minería y responsabilidad social en América Latina, el uso
sostenible del agua en la industria minera. Perspectiva desde CEPAL. XXVII Convención
Internacional de Minería de la AIMMGM. Veracruz, 2009
Cochilco. Uso eficiente de aguas en la industria minera y buenas prácticas, 2002. Acuerdo
Marco de Producción Limpia Sector Gran Minería.
Cochilco. Buenas prácticas y uso eficiente de agua en la industria minera, Chile 2002
Consejo Nacional de Producción Limpia. Gestión de residuos industriales sólidos mineros y
buenas prácticas. Chile, 2002
CYTED-CETEM. Pequeña minería y minería artesanal en Iberoamérica. Bolivia, 2003
CYTED-CETEM. Tecnologías limpias en las industrias extractivas minero-metalúrgica y
petrolera. Jornadas Iberoamericanas CFCE de Santa Cruz de la Sierra. Bolivia, 2006
ICMM. Suplemento GRI del Sector de Minería y Metales. Versión Piloto 1.0 en español.
Fundación Entorno, Madrid, 2005
Ministerio de Minas y Energía. Producción más limpia en la minería del oro en Colombia.
Bogotá, 2007
Ministerio de Minería. Acuerdo Marco Producción Limpia Sector Gran Minería. Santiago
de Chile, noviembre 2000
Ministerio de Minería. Acuerdo de producción limpia sector explotación de yacimientos
pequeña minería. Chile, 2006
Ministerio del Trabajo y Asuntos Sociales-Ministerio del Medio Ambiente-INEM-Fondo
Social Europeo. Manual de buenas prácticas ambientales en la familia profesional: minería
y primeras transformaciones. España, 2003

Olivo, Beatriz. Manual de gestión ambiental y buenas prácticas en minería. CAMIVEN-
CDG, Caracas, 2009
PNUMA-ICCM. Buenas prácticas de preparación y respuesta ante emergencias. Reino
Unido, 2005
SERNAGEOMIN-SONAMI-BGR. Guía de buenas prácticas ambientales para la pequeña
minería. 2003
SONAMI. Pasivos ambientales mineros. Chile, 2005
TOVAR PACHECO, Jorge A. El agua subterránea en el medio ambiente minero y su
importancia en los planes de cierre. Curso de cierre de minas. Perú, 2006
UGT Aragón. Guía de buenas prácticas medioambientales. Hacia un compromiso verde.
Aragón, 2003
271

272

Capítulo 3
CASOS PRÁCTICOS A NIVEL INDUSTRIAL 273
CASOS ESTUDO A NÍVEL INDUSTRIAL

274

ESTUDIO DE LA CALIDAD DE LAS AGUAS
SUBTERRÁNEAS DE CONSUMO Y DE RIEGO EN
LAS ÁREAS MINERAS DEL DEPARTAMENTO
DE ORURO - BOLIVIA
* DR.- ING. GERARDO ZAMORA (UTO)
**CAND. DR. CLIO BOSIA (IRD)
** DRA. CORINNE CASIOT (IRD)
** DR. JACQUES GARDON (IRD)
* M.SC. ING. PEDRO VALLEJOS (UTO)
Uno de los problemas ambientales más frecuentes de las operaciones mineras
subterráneas en Bolivia; en especial, de aquellas que ignoran y/o operan con bajas
performances ambientales, es la contaminación de las aguas superficiales y
subterráneas.
La contaminación de las aguas se debe a la liberación de metales pesados
contenidos en los residuos mineros. Dependiendo de la geología y mineralogía
local, la mena y por lo tanto también los residuos mineros, pueden mostrar
concentraciones de Hg, Cd, As, Sb, Pb, Cu, Fe y Zn, para nombrar algunos. El
potencial de liberación, la manifestación y el riesgo asociado, dependen de las
condiciones específicas del sitio; incluyendo el diseño y la operación de la
extracción, del procesamiento, la gestión de los residuos, la calidad de las medidas
de mitigación y aspectos ambientales como el clima y la cercanía de posibles
receptores.
El objetivo del trabajo de investigación se enmarco en determinar la calidad de las
aguas subterráneas de consumo humano y las que son utilizadas para el riego en las
zonas mineras más importantes del departamento de Oruro – Bolivia.
Un total de 32 puntos de muestreo fueron considerados en el estudio; mismos que,
consideran los distritos mineros de Machacamarca, Sora Sora, Huanuni, Poopo,
Antequera, Totoral, Pazña, Toledo y Challacollo. Las muestras preservadas, fueron
sometidas a análisis efectuados en el laboratorio de “Hydro Sciences en
Montpellier”, Francia; por elementos mayoritarios: CO3 2- , HCO3 - , Cl - , NO3 - , SO4 2- ,
Ca 2+ , Mg 2+ , Na + , K + , F – ; y también, por los metales: Al, V; Cr, Fe, Mn, Ni, Cu, Zn,
As, Se, Rb, Sr, Mo, Ag, Cd, Sn, Sb, Te, Cs, Ba, Tl, Pb, U.
275

El estudio permite concluir que el agua de riego utilizada en Machacamarca, Sora
Sora, Toledo y Challacollo, no es aceptable. Los análisis han mostrado también
que, los pueblos situados en áreas mineras consumen agua de buena calidad, a
excepción de Antequera. De la misma manera, los análisis de las aguas de consumo
en los pueblos de zonas no mineras, que obtienen agua de pozos profundos,
presentan contaminación por arsénico y níquel; que tienen carácter natural.
1. INTRODUCCIÓN
Estudios ambientales en las áreas
mineras del Departamento de Oruro
han establecido la calidad de las
aguas superficiales a partir de una
caracterización físico-química de
muestras de aguas superficiales y
sedimentos; además de una
caracterización biológica de la fauna
piscícola y béntica. En especial, la
preocupación se enmarcó a la
determinación de metales pesados
en aguas superficiales que drenan en
su mayor parte al Lago Poopó.
El aporte porcentual de metales pesados
de los principales ríos tributarios se
resume:
Río Desaguadero:
70% As - 64% Pb y 4.27% Zn y 2.18% Cd
Río Antequera:
57 %Zn – 32.9 %Cd y 0.66% Pb
Río Huanuni:
61.2% Cd – 2.23% Pb – 34.3% Zn
276
Los resultados de dichos estudios
demostraron que: La calidad del
agua en el Lago es “altamente
salina”; las concentraciones de
sólidos suspendidos y disueltos,
además de las concentraciones de
As, Pb, Cd y Zn se encuentran muy
por encima de los límites permisibles
Asimismo, la carga de sólidos
suspendidos y metales pesados
disueltos, aportados por los ríos
tributarios al lago Poopó, es el
siguiente:
La enorme contaminación por metales
pesados se debe a que muchas empresas
mineras que operan en el sector, no
cumplen las normativas ambientales
vigentes. Asimismo, las aguas ácidas de
mina y los pasivos ambientales mineros
(desmontes y colas), generados en las
décadas pasadas, no son tratados y no
han sido estabilizados químicamente,

espectivamente; por lo que, se
constituyen en fuentes potenciales de
acides y carga de metales pesados.
Finalmente, el Manejo de Cuencas no es
adecuado.
Sin embargo, pocos estudios han
abordado como objeto de investigación,
la calidad de las aguas que son
consumidas por los pobladores de
comunidades mineras y las que son
utilizadas para el riego de parcelas.
El objetivo de la presente investigación
se enmarca en determinar la calidad de
las aguas de consumo y de riego de las
comunidades mineras. El alcance del
presente trabajo de investigación se
circunscribe a determinar la calidad de
las aguas de consumo y riego en los
distritos mineros de Machacamarca, Sora
Sora, Huanuni, Poopó, Antequera,
Totoral, Pazña, Toledo y Challacollo; a
partir de análisis físico-químicos por
elementos mayoritarios y elementos traza
(metales pesados) de muestras obtenidas
en el mes de mayo del 2011.
2. CLASIFICACIÓN DE
AGUAS EN LA NORMATIVA
BOLIVIANA
De acuerdo a la Normativa Ambiental
Boliviana, los cuerpos acuosos se
clasifican según a su aptitud de uso en:
Clase A: Apta para su uso en
abastecimiento doméstico de agua
277
potable después de desinfección y sin
ningún tratamiento.
Clase B: Apta para riego y para
la protección de los recursos
hidrobiológicos; y no apta para su
abastecimiento doméstico sin previo
tratamiento físico-químico y
desinfección.
Clase C: Apta para la protección
de los recursos hidrobiológicos (cría
natural y/o intensiva de peces); y no apta
para riego y menos para su
abastecimiento doméstico sin previo
tratamiento físico-químico y
desinfección.
Clase D: Apta para su uso
industrial y navegación; y no apta para la
protección de los recursos
hidrobiológicos; ni riego y menos para su
abastecimiento doméstico sin previo
tratamiento físico-químico y
desinfección.
3. TOMA DE MUESTRAS Y
PROCEDIMIENTO
EXPERIMENTAL
Un total de 32 puntos de muestreo fueron
considerados en el estudio. Las tablas 1 y
2, muestran la ubicación georeferenciada
y el sitio de donde se tomaron las
muestras de las aguas usadas para
consumo y para riego, respectivamente.
Tabla 1.- Ubicación de los Puntos de Muestreo de las Muestras de Agua de Uso Potable
Nº Ubicación
N(m)/E(m)
Distr. Descrip.
1 7953604/724462 Totoral Agua de la Pileta Pública
2 7989788/715377 Sora Sora Agua de la Pileta Pública
3 7988270/716688 Agua de Toma de Socotilla
4 7966877/714578 Poopó Agua de Pileta

5 7965820/718386 Agua de la Toma
6 7942528/719367 Pazña Agua de Pileta
7 7944587/726153 Agua de Toma Urmiri
8 7942605/719600 Agua Tanque Distribución
9 7989676/709357 Machacamarca Agua de Pileta
10 7989423/716624 Agua de la Toma Abajo
11 7989676/716884 Agua de la Toma Arriba
12 7974189/732860 Huanuni Agua de la Toma Kewalluni
13 7976224/730751 Agua Planta Tratamiento
14 7976879/728935 Agua Pileta Pública
15 7976217/727779 Agua Tanque Distribución
16 7955543/727978 Antequera Agua de la Pileta
17 7953576/729712 Agua de Toma Chapana
18 7953914/729538 Agua de Toma Sorgente
19 7955429/728234 Agua del Tanque
20 7988957/668523 Toledo Agua de la Pileta Pública
21 7989157/668017 Agua del Tanque de Distribución
22 7980077/653148 Agua de Pozo Profundo
23 8000093/686321 Challacollo Agua de la Pileta
24 8000109/686572 Agua de la Viguiña
Tabla 2.- Ubicación de los Puntos de Muestreo de las Muestras de Agua Usadas para Riego
Nº Ubicación
N(m)/E(m)
Distr. Descrip.
1 7987711/717552 Sora Sora Agua de Canal Antiguo
2 7965988/718530 Poopó Agua de Pozo Profundo
3 7944899/724193 Pazña Aguas Termales para Riego
4 7989995/709008 Machacamarca Agua del Río
5 7974179/732876 Huanuni Agua de Vertiente
6 7975638/728060 Locketa
7 7985173/663231 Toledo Río Matarjahoira
8 7998472/682512 Challacollo Río Desaguadero
Las muestras de agua,
adecuadamente preservadas, fueron
enviadas al Laboratorio de “Hydro
Sciences en Montpellier – Francia”;
para que sean sometidas a análisis
físico-químicos por: Elementos
2- - - -
mayoritarios.- CO3 , HCO3 , Cl , NO3 ,
2- 2+ 2+ + + –
SO4 , Ca , Mg , Na , K , F ;
Además de metales traza: Al, V; Cr,
Fe, Mn, Ni, Cu, Zn, As, Sr, Mo, Ag,
Cd, Sn, Sb, Te, Ba, Tl, Pb, U.
278

Parámetro
Temperatur
a
Unida
d
Tototr
al (1)
Sor
a
Sor
a
(1)
Sor
a
Sor
a
(2)
Poop
ó (1)
279
Poop
ó (2)
Pazñ
a (1)
Pazñ
a (2)
Pazñ
a (3)
ºC 15,4 17,5 15,7 13,5 11,3 11,6 9,2 11,7
Clase
A
pH 7,65 7,18 7,24 7,2 7,7 7,66 7,56 8,28 6 – 8,5 6 – 9
Conductivi
dad
μS 169,9 439,
7
462,
2
350,
2
305,
9
328 302,
1
ORP mV 60 74 109 81 80 70 38 43
TDS μg/L 104,8 297,
8
315,
6
Oxígeno μg/L 6 4,5 3,5 5,5 4,5 5,5 5 6 >80%s
at
240,
8
190,
7
210,
7
192,
7
342,
4
219,
5
Clase
B
1000 1000
>70%s
at
Tabla 3a.- Resultados del análisis físico de las muestras de agua potable de comunidades mineras
Parámetro Unid
ad
Temperatur
a
Mac
ha
(1)
Mac
ha
(2)
Mac
ha
(3)
Huanu
ni (1)
Huanu
ni (2)
Huanu
ni (3)
Huanu
ni (4)
ºC 15,7 15,2 15,5 12,5 13 16 13,8
Clase
A
pH 6,9 6,22 6,89 6,99 8,05 8,02 7,88 6 – 8,5 6 – 9
Conductivi
dad
μS 498,1 564,4 486,2 217,4 205,2 205,4 294,4
ORP mV 105 190 100 121 65 53 72
TDS μg/L 338,9 386,7 334,2 142,5 134,8 133,9 195,7 1000 1000
Oxígeno μg/L 5,5 5,5 5 6 5 5 5,5 >80%s
at
Clase
B
>70%s
at
Tabla 3b.- Resultados del análisis físico de las muestras de agua potable de comunidades mineras

Parámetr
o
Temperatu
ra
Unid
ad
Antequ
era (1)
Antequ
era (2)
Antequ
era (3)
280
Antequ
era (4)
Tole
do
(1)
Tole
do
(2)
Tole
do
(3)
ºC 9,9 8,4 11,9 11,5 11,4 12,8 15,3
pH 7,21 7,76 7,5 7,5 7,44 7,66 7,75 6 –
8,5
Conductivi
dad
μS 237,7 234,3 235,6 231,6 616,
4
ORP mV 80 50 26 59 50 43 42
TDS μg/L 150,3 148,6 148,3 146,7 406,
7
608,
8
632,
2
Clase
A
Oxígeno μg/L 5 5 5 6 5 5,5 5 >80%
sat
401,
8
414,
9
Clase
B
6 – 9
1000 1000
Tabla 3c.- Resultados del análisis físico de las muestras de agua potable de comunidades mineras
Parámetro Unidad Achacoll
o (1)
Achacoll
o (2)
Temperatura ºC 8,9 12,5
Clase A Clase B
pH 8,01 10 6 – 8,5 6 – 9
Conductividad μS 1922 4205
ORP mV 85 43
TDS μg/L 1335 3100 1000 1000
Oxígeno μg/L 6 9 >80%sat >70%sat
>70%
sat
Tabla 3d.- Resultados del análisis físico de las muestras de agua potable de comunidades mineras

Parámet
ro
Unida
d
Tototr
al (1)
Sora
Sora
(1)
Sora
Sora
(2)
Poop
ó (1)
281
Poop
ó (2)
Pazñ
a (1)
Pazñ
a (2)
CO3 = mg/L 0 0 0 0 0 0 0 0
HCO3 = mg/L 131,19 164,24 167,2
9
Cl - mg/L 8,711 17,446 17,49
7
78,11 74,44 111,0
6
24,00
1
24,85
6
10,38
4
Pazñ
a (3)
97,63 112,2
8
10,81
2
10,46
8
Clas
e A
Clas
e B
250 300
NO3 - mg/L 0,492 0 2,223 0 0 0 0 0 20 80
SO4 = mg/L 23,949 60,766
6
60,84
9
40,86
7
Ca ++ mg/L 11,882 42,523 42,81 21,22
2
Mg ++ mg/L 5,395 11,064 11,06
6
Na +
41,20
7
20,78
2
55,63
8
29,51
6
7,568 7,502 10,81
2
52,37
6
24,93
8
56,31
5
29,79
2
300 400
200 300
9,103 10,97 100 100
mg/L 11 32 32 22 23 18 19 18 200 200
K + mg/L 2,254 4,013 4,044 2,522 2,717 2,925 2,374 2,862 12 12
F - mg/L 0 0,591 0,705 0,27 0,32 0,26 0,27 0 0,6-
1,7
Tabla 4a.- Resultados del análisis químico de las muestras de agua potable de comunidades
mineras
Parámetr
o
Unida
d
Mach
a (1)
Mach
a (2)
Mach
a (3)
Huanu
ni (1)
Huanu
ni (2)
Huanu
ni (3)
CO3 = mg/L 0 0 0 0 0 0 0
HCO3 = mg/L 132,2 10 154,1
8
Huanu
ni (4)
70,87 74,75 75,37 68,09
Cl - mg/L 18,81 23,02 18,24 5,702 5,801 5,698 5,543 250 300
NO3 - mg/L 0 0 0 0 0 0 0 20 80
SO4 = mg/L 90,21 112,0
3
Clas
e A
0,6-
1,7
Clas
e B
86,63 33,668 34,109 33,764 33,738 300 400
Ca ++ mg/L 40,66 49,57 39,10 16,805 18,773 18,069 17,574 200 300
Mg ++ mg/L 16,29 18,77 16,03 8,057 6,205 8,288 7,831 100 100

Na +
mg/L 35,37 40,71 34,51 10 10 10 10 200 200
K + mg/L 5,65 6,74 5,31 2,44 2,28 2,461 2,447 12 12
F - mg/L 0,43 0,37 0,395 0,208 0,153 0,244 0,218 0,6-
1,7
Tabla 4b.- Resultados del análisis químico de las muestras de agua potable de comunidades
mineras
Parámet
ro
Unid
ad
Anteque
ra (1)
Anteque
ra (2)
Anteque
ra (3)
282
Anteque
ra (4)
CO3 = mg/L 0 0 0 0 0 0 0
Tole
do
(1)
HCO3 = mg/L 98,85 112,28 102,51 93,97 185,5
0
Cl - mg/L 5,601 8,348 4,778 5,562 38,38 37,80 41,06 250 300
NO3 - mg/L 0 0 0,331 0 9,95 10,54 9,92 20 80
Tole
do
(2)
213,5
7
Tole
do
(3)
168,4
2
SO4 = mg/L 30,464 29,376 30,798 30,385 89,80 88,05 101,6
8
Clas
e A
0,6-
1,7
Clas
e B
300 400
Ca ++ mg/L 18,852 18,372 18,93 18,609 67,53 67,43 68,90 200 300
Mg ++ mg/L 9,953 8,049 10,538 10,071 6,30 6,30 6,34 100 100
Na +
mg/L 11 16 10 11 40,93 40,89 41,08 200 200
K + mg/L 3,043 2,598 3,212 3,053 7,20 7,23 7,63 12 12
F - mg/L 0,33 0 0,31 0,22 0,44 0 0 0,6-
1,7
Tabla 4c.- Resultados del análisis químico de las muestras de agua potable de
comunidades mineras
0,6-
1,7

Parámetro Unidad Achacol
lo (1)
283
Achacol
lo (2)
CO 3 = mg/L 0 34,81
HCO 3 = mg/L 181,84 10,93
Clase A Clase B
Cl - mg/L 408,09 1118,75 250 300
NO 3 - mg/L 0 0 20 80
SO 4 = mg/L 92,45 634,80 300 400
Ca ++ mg/L 22,60 159,59 200 300
Mg ++ mg/L 6,95 47,85 100 100
Na +
mg/L 312,93 692,84 200 200
K + mg/L 15,77 25,47 12 12
F - mg/L 0 0 0,6-1,7 0,6-1,7
Tabla 4d.- Resultados del análisis químico de las muestras de agua potable de comunidades
mineras
Parámetr
o
Unida
d
Tototra
l (1)
Sora
Sora
(1)
Arsénico μg/L 2,987 5,62
7
Cadmio μg/L 2,61 0,05
4
Cromo μg/L 0,017 1,66
6
Sora
Sora
(2)
Poop
ó (1)
Poop
ó (2)
Pazñ
a (1)
Pazñ
a (2)
Pazñ
a (3)
Clas
e A
Clas
e B
5,32 2,539 2,326 2,852 2,373 2,836 50 50
0,02
4
1,69
7
0 0 0,02 0,031 0 5 5
0,072 0,071 0,012 0,044 0,005 50 50
Niquel μg/L 0,112 0 0 0,116 0,005 0,051 0,124 0,072 50 50
Plomo μg/L 0,025 3,88
3
0,01
8
0,215 0,015 0,188 0,045 0,013 50 50

Antimoni
o
μg/L 0,76 4,11
3
Selenio μg/L 0,039 0,30
9
Aluminio μg/L 17,763 2,11
1
Cobre μg/L 0,026 0,00
8
Manganes
o
μg/L 0,259 0,21
2
4,00
4
0,25
6
2,21
5
0,00
8
0,42
7
1,109 1,147 0,381 0,473 0,355 10 10
0 0,045 0,018 0,078 0,018 10 10
3,595 1,332 2,879 1,534 1,917 200 500
0,02 0,018 0,022 0,054 0,022 50 1000
0,256 0,419 0,156 17,51 0,128 500 1000
Tabla 5a.- Resultados del análisis químico por metales pesados de las muestras de agua potable de
comunidades mineras
Parámetr
o
Unida
d
Mach
a (1)
Mach
a (2)
Mach
a (3)
Huanu
ni (1)
284
Huanu
ni (2)
Huanu
ni (3)
Huanu
ni (4)
Arsénico μg/L 2,218 2,072 2,343 0,73 0,812 2,166 0,429 50 50
Cadmio μg/L 0,023 0,018 0,006 0,002 0,005 0,761 0,005 5 5
Cromo μg/L 0,272 0,366 0,266 0,178 0,189 0,216 0,165 50 50
Niquel μg/L 0,405 0 0 0 0 1,665 0 50 50
Plomo μg/L 0,376 0 0 0 0 0,349 0 50 50
Antimoni
o
μg/L 1,676 0,854 1,925 1,513 1,598 1,987 2,072 10 10
Selenio μg/L 0,177 0,306 0,148 0,076 0,076 0,133 0,101 10 10
Aluminio μg/L 1,428 0,855 2,938 7,495 3,259 14,644 1,076 200 500
Cobre μg/L 0,031 0,027 0,03 0,053 0,028 0,098 0,023 50 1000
Manganes
o
μg/L 0,077 0,04 0,779 16,02 1,675 5,298 1,803 500 1000
Tabla 5b.- Resultados del análisis químico por metales pesados de las muestras de agua potable de
comunidades mineras
Clas
e A
Clas
e B

Parámet
ro
Unid
ad
Anteque
ra (1)
Anteque
ra (2)
Anteque
ra (3)
285
Anteque
ra (4)
Arsénico μg/L 11,95 18,97 7,55 12,08 11,45 11,95 10,69 50 50
Cadmio μg/L 0 0 0 0 0 0 0,026 5 5
Cromo μg/L 0,042 0,021 0,113 0,075 0,438 0,583 0,347 50 50
Niquel μg/L 0,139 0,009 0,12 0,107 0 0 0 50 50
Plomo μg/L 0,939 0,023 0,011 0,019 0,187 0,102 0,053 50 50
Antimon
io
μg/L 0,381 0,459 0,363 0,359 0,178 0,177 0,185 10 10
Selenio μg/L 0,098 0,06 0,083 0,126 1,36 1,149 1,387 10 10
Alumini
o
μg/L 1,243 1,205 1,571 1,925 0,62 0,968 1,855 200 500
Cobre μg/L 0,027 0,025 0,025 0,024 0 0 0 50 100
0
Mangane
so
μg/L 0,269 0,666 1,131 0,217 0,043 0,12 8,343 500 100
0
Tabla 5c.- Resultados del análisis químico por metales pesados de las muestras de agua potable de
comunidades mineras
Parámetro Unidad Achacol
lo (1)
Achacol
lo (2)
Tole
do
(1)
Tole
do
(2)
Tole
do
(3)
Clase A Clase B
Arsénico μg/L 7,832 55,73 50 50
Cadmio μg/L 0,05 0,042 5 5
Cromo μg/L 0,473 0,057 50 50
Niquel μg/L 4236,88 1,605 50 50
Plomo μg/L 0,121 0,108 50 50
Clas
e A
Clas
e B

Antimonio μg/L 0,339 3,452 10 10
Selenio μg/L 1,328 0,002 10 10
Aluminio μg/L 3,387 23,933 200 500
Cobre μg/L 2,844 0,337 50 1000
Manganeso μg/L 1,291 8,153 500 1000
Tabla 5d.- Resultados del análisis químico por metales pesados de las muestras de agua potable de
comunidades mineras
Parámetr
o
Temperatu
ra
Unid
ad
Sor
a
Sor
a
(1)
ºC 15,
2
Poo
pó
(1)
Paz
ña
(1)
Mac
ha
(1)
Huan
uni (1)
286
Huan
uni (2)
Tole
do
(1)
Achaco
llo (1)
14,1 23,5 19,6 14,1 15,4 10,5 12,2
pH 6,8 7,7 7,89 3,16 8,62 8,53 8,24 8,69 6 –
8,5
Conductivi
dad
μS 132
2
291,
3
382
9
2024 204,4 279,7 2045 1947
ORP mV 97 33 82 424 60 55 52 45
TDS μg/L 937
,3
185,
2
276
0
Clase
A
Clase
B
6 – 9
1465 133,9 184,2 1424 1347 1000 1000
Oxígeno μg/L 6 7 5,5 11 6 6 8 7 >80%
sat
>70%
sat
Tabla 6a.- Resultados del análisis físico de las muestras de agua de riego de comunidades mineras

Parámet
ro
Unid
ad
Sora
Sora
(1)
Poop
ó (1)
Pazñ
a (1)
Mach
a (1)
287
Huanu
ni (1)
Huanu
ni (2)
CO3 = μg/L 0 0 0 0 0 0 0 0
HCO3 = μg/L 52,82 79,3
3
Cl - μg/L 20,30
8
24,7
03
314,
86
820,
53
NO3 - μg/L 3,067 0 2,44
3
SO4 = μg/L 348,7
89
Ca ++ μg/L 73,18
5
41,4
28
21,1
62
Mg ++ μg/L 32,62 7,73
5
Na +
35,1
06
62,6
74
10,9
16
Tole
do
(1)
0 74,75 57,15 148,8
9
65,73 5,801 5,41 373,6
4
Achaco
llo (1)
142,79
Cla
se A
Cla
se B
340,18 250 300
5,90 , 0 0 0 20 80
1091,
51
122,1
6
34,109 71,241 279,3
0
262,35 300 400
18,773 23,169 80,59 75,28 200 300
47,68 8,205 12,469 30,38 29,20 100 100
μg/L 36 23 550 64,13 10 11 247,9
1
K + μg/L 5,27 2,59
5
46,9
24
225,19 200 200
8,21 2,28 2,776 15,36 14,56 12 12
F - μg/L 0 0,23 0 8,666 0,153 0,246 0 0 0,6-
1,7
Tabla 6b.- Resultados del análisis químico de las muestras de agua de riego de comunidades
mineras
Paráme
tro
Arsénic
o
Unid
ad
Sora
Sora
(1)
Poo
pó
(1)
μg/L 0,705 2,32
6
Pazñ
a (1)
Mach
a (1)
4,024 186,78
1
Huan
uni (1)
Huan
uni (2)
Toled
o (1)
Achaco
llo (1)
Cla
se
A
0,6-
1,7
Cla
se B
0,939 0,848 83,35 101,1 50 50
Cadmio μg/L 226,7 0 0,027 1885,4 0,002 0,009 0,01 0,019 5 5
Cromo μg/L 0,232 0,07
1
Niquel μg/L 258,2 0,00
5
0,166 30,893 0,186 0,133 0,076 0,133 50 50
832,2
84
677,9 0 0 1172,8
84
500,68
4
50 50

Plomo μg/L 0 0,01
5
Antimo
nio
μg/L 0,946 1,14
7
Selenio μg/L 1,053 0,04
5
Alumini
o
μg/L 460,7
84
1,33
2
Cobre μg/L 6,976 0,01
8
Mangan
eso
μg/L 3227,
98
0,41
9
0 641,9 0 0 0,034 0,051 50 50
7,693 18,157 1,487 2,373 1,441 1,612 10 10
0,005 7,08 0,098 0,1 0 0,093 10 10
2,88 27218,
88
288
2,168 1,913 6,266 4,91 200 500
0,631 264,9 0,031 0,023 0,761 0,344 50 100
0
115,9 12989,
9
0,675 1,292 5,947 0,919 500 100
0
Tabla 6c.- Resultados del análisis físico de las muestras de agua de riego de comunidades mineras
4. CONCLUSIONES
Del estudio realizado es posible
establecer las siguientes
conclusiones:
a) Calidad de aguas usadas
para el consumo humano
• Los análisis han mostrado que
los pueblos situados en áreas
mineras objeto de investigación
(Machacamarca, Sora Sora,
Huanuni, Poopo, Antequera,
Totoral, Pazña), consumen agua
de buena calidad; a excepción
de Antequera, donde el agua de
consumo es una mezcla de
aguas de río y de una vertiente.
• De la misma manera, los
análisis de los pueblos en zona
no mineras (Toledo y
Challacallo), que obtienen agua
de un pozo profundo, presentan
contaminación por arsénico y
níquel. Observando la
distribución de la contaminación
es posible afirmar que en casi
todos los casos se trata de un
problema de origen natural,
debido a la geología y no tienen
carácter antropogénico.
• Los pueblos más afectados en
cuanto a la calidad de aguas de
uso potable son los que
obtienen agua de acuíferos de
profundidad y no los que se
encuentran próximos a
actividades mineras.
• Una contaminación por bromo
se expande sobre una vasta
superficie analizada,
precisamente localizada desde
Machacamarca, Sora Sora,
Pazña, Toledo y Challacollo.
Como este contaminante no es
particularmente peligroso y
también poco conocido, no es
reportado en las tablas.

) Calidad de aguas usadas
para riego
• El río Desaguadero está
altamente contaminado; por
ende, el agua de Toledo y
Challacollo utilizada para el
riego no es apta.
• Los ríos de Machacamarca y
Sora Sora están también
contaminados por las
operaciones mineras del sector;
por lo que, tampoco son aptas
para el riego.
289

290

LAVRA SUSTENTÁVEL E MONITORAMENTO
DE AQUÍFEROS TERMAIS NA INDÚSTRIA
TURÍSTICA DE CALDAS NOVAS E RIO
QUENTE.
EXPLOTACIÓN SUSTENTABLE Y MONITOREO
DE ACUÍFEROS TERMALES EN LA INDUSTRIA
TURÍSTICA DE CALDAS NOVAS Y RIO QUENTE
CARLOS ENRIQUE ARROYO ORTIZ - E-mail carlosarroyo01@hotmail.com
JOSÉ FÁBIO DE CARVALHO HAESBAERT - E-mail: j_fabio@hotmail.com
Departamento de Engenharia de Minas /UFG/CAC – Brasil
JOSÉ FERNANDO MIRANDA- Email: j.miranda@demin.ufop.br
ADILSON CURI– Email: curi@demin.ufop.br
Departamento de Engenharia de Minas /Escola de Minas /UFOP - Brasil
RESUMO
Localizados na região denominada Centro Oeste do Brasil, a 290 km de sua capital
Brasília, os municípios de Caldas Novas e Rio Quente possuem em sua área dois
Aquíferos Termais que são responsáveis pela existência de uma indústria turística
que recebe aproximadamente 2 milhões de turistas anualmente. Seus aquíferos,
nomeados de Araxá e Paranoá alimentam os parques aquáticos de centenas de
empreendimentos que geraram uma grande demanda por água termal, o que se
tornou possível através da perfuração e entrada em operação de vários poços
tubulares profundos a partir da década de 1970. Porém, como todo crescimento
acelerado, surgiram algumas consequências. O nível do aquífero termal Araxá
passou por um rebaixamento histórico, mas felizmente uma iniciativa foi tomada e
desenvolveu-se um estudo a fim de encontrar um nível sustentável de uso dessas
águas. Atualmente, com monitoramento mensal pelo DNPM (Departamento
Nacional de Produção Mineral) de vazões explotadas e através de estudos sobre
capacidade de produção é possível afirmar que a lavra de água termal atingiu um
patamar de equilíbrio operacional e demanda. Além disso, os empresários da região
constituíram a Associação das Empresas Mineradoras das Águas Termais de Goiás
que está desenvolvendo um projeto de estudos científicos, denominado “Projeto de
291

preservação das aguas termais” a fim de lavrar este recurso de forma sustentabel
pela empresas envolvidas.
Palavras Chave: Aquíferos Araxá e Paranoá; Água Termal; Turismo Termal; Uso
sustentável.
RESUMEN
Localizados en la región denominada Centro Oeste del Brasil, a 270 Km de su
capital Brasilia, los municipios de Caldas Novas y Rio Quente poseen dos
Acuíferos Termales los mismo que son responsables por la existencia de una
industria turística que recibe aproximadamente 2 millones de turistas al año, estos
acuíferos denominados como los de Araxa y Paranoa alimentan parques acuáticos
de centenas de emprendimientos que generan una gran demanda por agua termal, lo
que es posible a través de la perforación y entrada en operación de varios pozos
tubulares profundos para su explotación a partir de la década de los años 70, Sin
embargo como todo crecimiento acelerado sin planeamiento y sin llevar en cuenta
la sustentabilidad, surgieron algunas consecuencias. El nivel del acuífero termal
Araxa pasó por un rebajamiento histórico, mas felizmente una iniciativa fue tomada
y se desenvolvió un estudio con la finalidad de encontrar un nivel sustentable para
el uso de estas aguas. Actualmente, con monitoreo mensual de por el DNPM
(Departamento Nacional de Producción Mineral) de volúmenes y caudales
explotados y estudios sobre la capacidad de producción es posible afirmar que la
explotación de agua termal alcanzo un nivel de equilibrio operacional y demanda.
Así mismo, los empresario de la región constituyeron la Asociación de Empresas
Mineras de las Aguas termales de Goiás la misma que viene desarrollando estudios
científicos denominado “Proyecto de Preservación de Aguas Termales de Goiás”
con la finalidad de explotar este recurso de forma sustentable por las empresas
involucradas
Palavras Clave: Acuíferos Araxá y Paranoá; Agua Termal; Turismo Termal; Uso
sustentable
1. INTRODUÇÃO
Os municípios de Caldas Novas e Rio
Quente estão localizados no Estado de
Goiás, região central do Brasil. A 290 km
ao sul da capital do Brasil (Brasília),
Caldas Novas tem uma área total de
1.595,965km ² e a partir da década de 70
passou por um crescimento muito
292
acelerado, estando atualmente com uma
população de 70.473 habitantes.
Contempladas pela existencia de dois
aquíferos termais (Araxá e Paranoá) que,
de modo geral são lavrados através da
construção de poços tubulares profundos
com até 1000 metros de profundidade e
também por captações naturais de grande
porte, como as chamadas nascentes do

ibeirão Água Quente (Rio Quente), no
município homônimo. Com temperatura
das águas podendo chegar até quase 60°C
seu aproveitamento é predominantemente
para atividades do tipo turismo lazer em
diversos parques aquáticos instalados em
centenas de empreendimentos hoteleiros
que foram surgindo principalmente a
partir da década de 1970.
A necessidade de fornecer água termal a
esta quantidade de empreendimentos
gerou uma demanda enorme por novas
perfurações, fato este que produziu
consequências para os aquíferos termais
da região. Mais especificamente, o
aquífero Araxá sofreu um rebaixamento
de sua superfície piezométrica
principalmente a partir do início dos anos
1990 chegando a seu valor mais baixo
(617,91 m) em Janeiro de 1996 ante
(671,25 m) em Janeiro de 1979 quando
medições periódicas dos níveis estáticos
dos poços tubulares de Caldas Novas
foram iniciadas.
Este rebaixamento constante da
superfície freática do aquífero Araxá
ocorreu até agosto/1996, quando teve
início o ajuste e controle das vazões dos
poços regulares de Caldas Novas e
entorno pelo DNPM (Departamento
Nacional de Produção Mineral). A partir
desta data a tendência inverteu-se, com o
início do processo de recuperação da
pressão do aquífero
Este trabalho abordará através de uma
revisão bibliográfica o contexto
existencial científico das águas termais
de Caldas Novas e Rio Quente mostrando
a evolução de sua indústria turística
chegando aos níveis atuais de
conhecimento e explotação sustentável
dos recursos naturais presentes.
293
Figura 1: Acima, Superfície freática em
Janeiro de 1979 e abaixo, Superfície freática
em Janeiro de 1996. (GEOCALDAS e
GEOCENTER Op. cit.)
2. O MINERAL
Água Mineral Termal, no Brasil, sua
classificação legal e condições de
aproveitamento econômico, são
reguladas por legislação federal.
De acordo com o Código de Águas
Minerais (Decreto-lei n° 7.841, de 08 de
agosto de 1945), as fontes são
classificadas como:
Temperatura (° C) Classificação
< 25 Frias
> 25 e < 33 Hipotermais
> 33 e < 36 Mesotermais

36 e < 38 Isotermais
> 38 Hipertermais
Tabela 1: Classificação de Águas Minerais
quanto a sua termalidade. (CÓDIGO DE
ÁGUAS)
De acordo com o Decreto-lei n° 227 de
28/02/1967, do Código de Mineração as
jazidas hidrominerais são classificadas
como pertencentes à Classe VIII - jazidas
de águas minerais, com aproveitamento
pelo regime de concessão (Decreto ou
Portaria de Lavra), regulamentadas e
concedidas pelo DNPM.
3. SÍNTESE GEOLÓGICA
As águas termais em Caldas Novas não
se vincula a atividade de vulcões, como
se poderia pensar a princípio, por vários
fatores como a temperatura da água, a
ausência de rochas vulcânicas na região e
a falta de feições típicas associadas a
vulcões, como os derrames, os diques
radiais e o neck vulcânico.
As rochas da região de Caldas Novas são
todas de origem sedimentar. Elas
apresentam estruturas tectônicas e estilos
deformacionais que caracterizam a
deformação ocorrida entre 750 a 590
milhões de anos atrás na maior parte do
segmento sul da Faixa Brasília.
A geologia local é caracterizada pela
superposição tectônica do Grupo Paranoá
(Meso/Neoproterozóico) pelo Grupo
Araxá (Neoproterozóico). O Grupo
Araxá têm sido interpretadas como restos
de crosta oceânica e seus equivalentes
intrusivos, gerados em ambientes de
cadeias meso-oceânicas e/ou bacias de
retroarcos (Bebert 1970, Drake Jr. 1980,
Danni & Teixeira 1981, Leonardos et al.
1990, Brod et al. 1991 e 1992, Strieder
1993, Strieder & Nilson 1992ab).
294
Consiste em uma unidade tectonometamórfica
da porção interna da Faixa
Brasília, a qual foi posicionada em uma
porção mais externa pelo descolamento
tectônico, responsáveis pelo
encurtamento crustal e pela
movimentação deste conjunto
litoestratigráfico por dezenas de
quilômetros.
O Grupo Paranoá, no Domo de Caldas é
representado por Quartzitos Basais,
observados nas bordas da Serra de
Caldas; Unidade de Metarritmitos, com
caráter lenticular e Unidade de
Metasiltitos, corresponde à sucessão do
topo do Grupo Paranoá, fortemente
dobrado em um padrão de dobramentos
assimétricos das demais unidades.
50
N
o W 46 o W
Bacia do Paranoá
50
0 Km 500
o W
Figura 2: Caldas Novas, localizada na Zona
Interna da Faixa Brasília.
B
A
12 o S
16 o S
Calda
Novas
20 o S

4. ORIGEM DAS ÁGUAS
QUENTES
Pode-se considerar a existência de três
sistemas aquíferos na região. O aquífero
Paranoá, com temperaturas de até 58ºC,
apresenta, exclusivamente, característica
confinada em meio fraturado, enquanto
que o aquífero Araxá, com temperaturas
de até 44ºC, apresenta características
mistas, podendo ser confinado e/ou livre
localmente, em meio fraturado. Já o
aquífero Freático, com temperatura ao
redor de 25ºC, é exclusivamente livre, em
meio poroso ou fraturado.
As águas termais têm a sua origem nas
chuvas que caem, principalmente sobre a
Serra de Caldas Novas, e infiltram-se no
solo e na rocha fraturada, atingindo
profundidades superiores a 1000 metros.
Durante esta longa e lenta descida (as
datações indicam 1000 a 2000 anos) a
água entra em contato com as rochas,
enriquecendo-se com a diluição de seus
minerais e aquecendo-se com a troca de
calor nas profundidades mais elevadas.
Após tornarem-se minerais e termais, as
águas retornam até a superfície, e nascem
em fontes naturais no Rio Quente e na
Lagoa de Pirapetinga ou são captadas em
poços profundos que abastecem os
inúmeros empreendimentos existentes na
região. (GEOCALDAS Op. cit.)
O potencial hidráulico que controla esses
movimentos hídricos decorre dos
fenômenos de diferentes desníveis
topográficos dos locais de recarga e
diferenças de densidade entre as águas
que gradualmente se aquecem à medida
que se aprofundam no maciço rochoso.
295
5. EVOLUÇÃO DA
SUPERFÍCIE PIEZOMÉTRICA
O acompanhamento da superfície
piezométrica do aquífero Araxá é um
critério muito importante para aferir a
sustentabilidade deste em Caldas Novas.
É um método direto e de fácil execução
possuindo representatividade geral por
abranger toda área urbana, sendo feito
desde 1995, mensalmente, através da
medição dos níveis dos poços por uma
equipe técnica do DNPM.
Este acompanhamento e alguns registros
históricos permitem uma análise gráfica
(Gráfico 1), onde se evidencia as
consequências de um bombeamento
indiscriminado dos poços no período dos
anos 80 até a metade da década de 90,
quando em janeiro de 1996 o nível
piezométrico médio do aquífero Araxá
apresentou rebaixamento da ordem de 50
metros. Em julho de 1996 o DNPM e os
mineradores promoveram uma ampla
campanha do controle da quantidade de
bombeamento dos poços regulares e
fechamento de alguns poços irregulares,
inclusive aqueles bombeados para
abastecimento publico da cidade de
Caldas Novas, o que resultou, em menos
de 2 anos, a recuperação do nível
piezométrico médio em
aproximadamente 35 metros.

Figura 3: Modelo Esquemático de Fluxo de Água Subterrânea (Tröeger. U.; Costa, J.F.G. e
Haesbaert, F.F., 2002).
Figura 4: Evolução da superfície piezométrica dos aquíferos em Caldas Novas. (AMAT)
296

6. DETERMINAÇÃO DE
PARÂMETROS HIDRAULICOS
E CAPACIDADE DE
PRODUÇÃO
Segundo GEOCALDAS e GEOCENTER
Op. cit.
-Parâmetros Hidráulicos
Constitui-se um tema polêmico
desde quando foram promovidas as
primeiras tentativas de suas mensurações.
A complexa evolução geológica da
região, a natureza dos aquíferos em
meios altamente fraturados, heterogêneos
e anisótropos e o fenômeno de
interferência entre os cones de
bombeamento dos poços são
complicadores para esta determinação.
Além disso, a descarga induzida desses
aquíferos, promovida pelos poços não
regulares, é desconhecida e, por isso,
torna-se precário todo cálculo que
relacione a produção total de poços
regulares com a variação espacial da
superfície freática local. Quando do
término da perfuração dos poços são
executados ensaios de bombeamento de
longa duração. Esporadicamente, são
realizados também ensaios de produção.
Para a análise dos resultados dos ensaios
de aquífero adota-se o método de Theis-
Jacob que, por falta de um processo
melhor, continua a definir a vazão
atribuída a cada poço.
A melhor maneira de se obter
resultados satisfatórios, em função da
complexidade de fatores relacionados, é
através de uma modelagem matemática e
computacional baseada na medida de
níveis estáticos e dinâmicos de poços,
junto com os demais parâmetros
hidrálicos e geológicos. Este modelo está
297
em desenvolvimento e será citado, com
mais detalhes, no item 7.
-Capacidade de produção de Caldas
Novas e equilíbrio de explotação.
Este estudo foi feito em 139
poços dos 151 existentes registrando-se
aos dados mensais de produção no
período de 08/1996 a 03/2000. Com os
dados de vazões totais explotadas (Tabela
2) calculou-se as relações entre a soma
das vazões diárias de produção
autorizada dos poços em operação – 288
l/s – e a média anual das vazões diárias
efetivamente explotadas pelos referidos
poços para cada ano do período
1997/1999
Ano 1997 1998 1999
Vazão explotada 195 192 201
Ie (*) 0,67 0,66 0,69
Tabela 2: (GEOCALDAS e GEOCENTER
Op.cit.) Observação: (*) Índice de eficiência
é a razão da média anual das vazões diárias
e das vazões diárias autorizadas pelo DNPM,
em caráter definitivo ou provisório.
O fenômeno é confirmado, com
mais detalhes, através da análise de
linhas de tendências, ao se considerar o
período de maio/1997 – quando
efetivamente os aquíferos entraram em
relativo equilíbrio após a mencionada
fase de ajuste das empresas e fechamento
dos poços públicos – a março/2000. As
médias das vazões de produção por poço
e o volume de águas explotadas
mensalmente se mantiveram
praticamente estáveis, apesar do
continuado aumento do número de poços
em operação. O fato é muito
significativo, pois mostra que apesar do
aumento dos poços em operação, os
aquíferos não têm sido penalizados com
aumento de demanda.

A explotação de água termal
atingiu um patamar de equilíbrio
operacional e demanda, equilíbrio este
patente em virtude do fato de que o
volume global médio das águas
explotadas tem se mantido estável
juntamente com as vazões médias diárias
dos poços. Isto se deu justamente em
período caracterizado pelo aumento do
número de poços em operação em virtude
do incremento das atividades
empresariais. Vale ressaltar, porém, que
alguns poços ainda não estão em
operação devendo-se observar o
comportamento dos níveis após o início
do funcionamento destes.
-Capacidade de produção de Rio
Quente
Atualmente, com apenas 1
empreendimento em lavra as águas
emanam em 25 nascentes dispostas em
uma área deprimida do terreno
constituindo a nascente do ribeirão Água
Quente.
Átila C. Godoy, apontou uma vazão do
ribeirão de 4333 m3/h ou 1207 l/s
(ORIENTE, 1982).
Segundo CAMPOS & COSTA
(op. cit.) informam que a vazão calculada
durante um ciclo hidrológico completo
(1978/l979) foi de 6228 m3/h ou 1730
l/s, com a estação de medição localizada
em ponto escolhido de modo a captar as
águas de todas as nascentes.
Em agosto de 1999 concluiu-se a
construção de um vertedouro tipo Calha
Parshall.
Calculando-se a vazão máxima,
com toda a água das nascentes passando
pela calha, introduzindo-se um fator de
correção ao efeito de turbilhonamento
298
nas paredes laterais da calha, chegou-se
ao valor de 4.796 m3/h (1332 l/s). A
diferença entre os valores obtidos em 20
anos deve ser creditada mais à melhor
definição do atual perfil da seção – calha
Parshall – e ao refinamento da
metodologia empregada e dos
equipamentos de medição utilizados do
que a uma eventual redução de volume
de água das nascentes.
7. PROJETO DE PRESERVAÇÃO
DAS ÁGUAS TERMAIS DAS
ÁGUAS TERMAIS
Em 03 de outubro de 2001 foi
fundada a AMAT - Associação das
Empresas Mineradoras das Águas
Termais de Goiás, entidade sem fins
lucrativos, que conta atualmente com
mais de 50 associados. A AMAT tem
participado e colaborado em diversas
pesquisas sobre as Águas Termais, sendo
que, no momento, a principal delas
estuda os aquíferos Araxá e Paranoá
através do PROJETO DE
PRESERVAÇÃO DAS ÁGUAS
TERMAIS, iniciado em julho de 2006 e
desenvolvido nos Municípios de Caldas
Novas e Rio Quente.
Como parte desses estudos foram
feitos levantamentos nas drenagens em
volta da Serra de Caldas Novas, com
medições e monitoramento das vazão,
instalação e monitoramento de diversas
estações meteorológicas, perfuração de
piezômetros, monitoramento
automatizado (uso de divers) em poços
de bombeamento de água termal e
piezômetros, instalação de tensiômetros
na Serra de Caldas Novas, levantamento
geológico e estrutural da região,
levantamentos geofísicos (eletro
resistividade e condutividade elétrica),
coleta e análises diversas de águas de

nascentes, datação das águas, análise de
águas de poços e piscinas, construção de
estações pilotos para infiltração de água
no solo (recarga passiva) e em poços
abandonados (recarga direta), testes de
infiltração de água em poços desativados,
construção de valas de infiltração de
águas pluviais, construção de estações
piloto para o tratamento de águas termais
após deu uso nas piscinas, dentre muitos
outros.
Atualmente está em construção
um modelo numérico que ira gerar um
modelo computacional para o
gerenciamento das águas, simulação de
fluxo de água subterrânea e transporte de
calor, calibração dos dados coletados em
campo, e geração de resultados
consistentes.
O projeto recebeu troféu de finalista do
Prêmio ANA 2008, da Agência Nacional
de Águas.
8. CONCLUSÕES
Historicamente, conhecida desde
o século XIX quando em 1819 o
naturalista francês Auguste de Saint-
Hilaire visitou e fez diversas medidas de
299
temperatura na região que passou ao
longo de muitos anos por diversas fases
de turismo.
Hoje quase 200 anos após os
primeiros relatos sobre estas curiosas
águas, a região de Caldas Novas e Rio
Quente, atrai anualmente milhões de
turistas dos mais diversos locais.
Os mineradores desta região
conseguiram, através de medidas,
investimentos e estudos, desenvolver
atividades sustentáveis, respeitando o
meio ambiente e buscando a ampliação
de seus conhecimentos sobre os aquíferos
termais da região e seus métodos de
explotação.
A região das Águas Termais de
Goiás pode ser vista como um exemplo
de evolução histórica, passando por
diversos momentos e fases turísticas,
adaptando-se aos novos contextos
exigidos mundialmente e desenvolvendo
atualmente suas atividades com forte
escopo ambiental sempre em busca de
maior sustentabilidade.

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
CAMPOS, E.C. & COSTA, J.F.G. – 1980 – Projeto Estudo Hidrogeológico da Região de
Caldas Novas. Relatório Final. Goiânia, DNPM/CPRM. 124 p. Il.
GEOCALDAS/GEOCENTER – 2007 – Relatório Técnico de Áreas de Proteção dos
Aquíferos Termais da Região de Caldas Novas e Rio Quente. Caldas Novas, 2 v. Il.
TRÖGER, U.; COSTA, J.F.G.; HAESBAERT, F.F.; ZSCHOCKE, A. – 1999 – Novas
Contribuições aos Aquíferos Termais de Caldas Novas, Goiás. Boletim de resumos. In: VII
Simpósio de Geologia do Centro-Oeste e X Simpósio de Geologia de Minas Gerais.
Brasília – DF. SBG – DF, GO e MG. P. 131.
TRÖGER, U.; COSTA, J.F.G. e HAESBAERT, F.F. – 2002 – The Thermal Aquifer and the
Springs of the Serra de Caldas Area – Goias – Brazil. In Anais do Congresso Internacional
de Praga, República Tcheca.
PIMENTEL, M. M.; FUCK, R. A.; DARDENNE, M. A.; DEL’REY SILVA, L. J. H.;
MENESES, P. R. – 1995 – Magmatismo Ácido Peraluminoso Associado ao Grupo Araxá
na Região entre Pires do Rio e Ipameri, Goiás: Características Geoquímicas e Implicações
Geotectônicas. In: SIMP. GEOL. CENTRO-OESTE, 3. Goiânia, Anais...Goiânia, SBG.
P.68-71.
300

ESTUDO DE ÁREA CONTAMINADA POR Hg NO
MUNICÍPIO DE DESCOBERTO – MINAS GERAIS
ESTUDIO DE LA ZONA CONTAMINADA POR
Hg EN LA CIUDAD DE DESCOBERTO – MINAS
GERAIS
JOSÉ FERNANDO MIRANDA
Professor do DEMIN/EM/UFOP - email: j.miranda@demin.ufop.br
ADILSON CURI
Professor do DEMIN/EM/UFOP – email: curi@demin.ufop.br
CARLOS ENRIQUE ARROYO ORTIZ
Professor da UFGR – email: carlosarroyo01@hotmail.com
RESUMO
A questão da contaminação do meio ambiente por metais pesados tem sido objeto
de inúmeros estudos das ciências que lidam com o meio ambiente físico.
A contaminação ambiental provocada pela utilização descontrolada de mercúrio é
preocupante, em função da elevada mobilidade e toxicidade desse metal, além da
capacidade de aumentar sua concentração ao longo da cadeia trófica, passando a
representar perigo para vegetais, animais e o homem. Além disso, o mercúrio
resiste a processos naturais de degradação, podendo permanecer por muitos anos
sem perder sua toxidade.
Este trabalho apresenta os resultados de um estudo de avaliação e delimitação da
extensão de uma área possivelmente contaminada por mercúrio. Também foram
determinados os teores de mercúrio existentes em mais de um compartimento do
meio físico, permitindo avaliar os impactos decorrentes.
Especificamente, procurou-se detectar teores de mercúrio em amostras de água,
solos e sedimentos de alguns corpos d’água que ocorrem na região. A metodologia
adotada permitiu comprovar a existência de elevados teores de mercúrio nos solos e
sedimentos da bacia do Ribeirão do Grama, bem como teores considerados baixo
nesta bacia.
301

PALAVRAS-CHAVE: Hidrogeologia, Meio Ambiente, Contaminação, Metais
Pesados, Mercúrio
RESUMEN
El tema de la contaminación ambiental por metales pesados ha sido objeto de
numerosos estudios de las ciencias que se ocupan del medio físico.
Contaminación ambiental causada por el uso incontrolado de mercurio es motivo
de preocupación debido a su alta movilidad y la toxicidad de este metal, y la
capacidad de aumentar su concentración a lo largo de la cadena alimentaria,
convirtiéndose en un peligro para las plantas, los animales y el hombre. Además, el
mercurio se resiste a los procesos naturales de degradación, que duran muchos años
sin perder su toxicidad.
Este trabajo presenta los resultados de un estudio de evaluación y delineación de la
extensión de un área potencialmente contaminada por mercurio. También se
determinaron los niveles de mercurio en más de un compartimento del medio
ambiente físico, lo que permite la evaluación de los impactos.
En concreto, trató de detectar los niveles de mercurio en muestras de agua, suelos y
sedimentos de algunos cuerpos de agua que se producen en la región. La
metodología utilizada para probar la existencia de altos niveles de mercurio en
suelos y sedimentos de la cuenca del Ribeirão do Grama, así como los bajos niveles
considerados en esta cuenca.
PALABRAS CLAVE: Hidrogeología, Medio Ambiente, contaminación, metales
pesados, mercurio
1 - INTRODUÇÃO
Segundo Fadini (1999), o tema central da
poluição do solo por metais pesados está
ligado a processo de acúmulo e
transporte dessas espécies que dependem
em grande parte, de suas interações com
a fase sólida do mesmo. Tais interações
são complexas, envolvendo reações de
adsorção, dessorção, precipitação,
dissolução, complexação e oxirredução
com as fases inorgânicas do sistema. O
conhecimento das interações e da cinética
envolvidas nesses processos torna-se
imprescindível ao entendimento do
controle das concentrações de metais
302
pesados na solução e das suas
mobilidades em tal sistema e,
consequentemente, a previsão de
toxidade para as plantas e possível
contaminação de aqüíferos, rios, etc.
O melhor conhecimento do
comportamento de metais pesados em
solos intemperizados, principalmente
com relação a sua adsorção, e a
identificação de fatores que mais
influenciam na sua mobilidade e
biodisponibilidade irão oferecer subsídios
para a previsão de fitotoxidade e da
possível contaminação do lençol freático.
A partir dos resultados de estudos, já
realizados, visando determinar a

contaminação de mercúrio no município
de Descoberto – Minas Gerais buscar-seá
identificar mais informações qualiquantitativas
sobre esta contaminação
nos compartimentos solo, águas
(superficiais e subterrâneas), sedimentos,
plantas e animais e os principais
processos de transformação do mercúrio
que favorecem a bioacumulação e
contaminação da população da região da
área afetada. Embora a contaminação
ambiental por mercúrio tenha sido
diagnosticada em estudos anteriores, os
níveis de exposição das populações às
substâncias tóxicas eram totalmente
desconhecidos.
1.1 - Apresentação do Problema
Em dezembro de 2002, no município de
Descoberto, situado a 370 km de Belo
Horizonte, Zona da Mata do Estado de
Minas Gerais (Figura 1), o mercúrio foi
encontrado por acaso, quando um
morador da zona rural fazia correções na
estrada de acesso à sua propriedade. Um
corte efetuado no terreno, após longo
período chuvoso, provocou o
“afloramento” (exudação) do mercúrio,
em sua forma líquida.
Figura 1 – Localização do Município de
Descoberto
Técnicos da prefeitura que ali estiveram
identificaram, de imediato, que era uma
ocorrência anômala de Hg e, pelo fato
desta estar muito próximo de um afluente
do ribeirão do Grama, que era utilizado
303
como o mais importante manancial de
abastecimento de água para os
municípios de Descoberto e São João
Nepomuceno acionaram a Companhia de
Saneamento de Minas Gerais – COPASA
(Figura 2), que interrompeu de imediato a
utilização daquele manancial. (FEAM e
CDTN 2006).
Nesta região moram 74 famílias, num
total de 300 pessoas. A área em torno do
foco de exudação, com cerca de 450 ha, é
constituída por mata natural, muitas
nascentes e cachoeiras, e diversas
espécies de fauna e flora.
Desde então, foram realizados alguns
estudos no sentido de diagnosticar a
contaminação do mercúrio nesta bacia.
Figura 2 – Detalhe da Localização do ponto
de capitação da COPASA
Desde o afloramento de Hg elementar,
em dezembro de 2002, vários estudos
têm sido realizados na bacia do ribeirão
do Grama. Os resultados dos vários
estudos realizados na bacia do ribeirão do
Grama (Tinôco 2008; Alexandre 2006 e
FEAM 2005) confirmam a existência de
concentrações significativas de Hg nas
águas do, nos solos e sedimentos desta
micro-bacia. A FEAM (2005) analisou a
concentração do Hg nos compartimento
solo, água e sedimentos na área próxima
ao córrego Rico e vizinhanças da área
foco da contaminação e constatou a

concentração de Hg na água como sendo
de 2,4µg/L. Enquanto que no solo foram
constatados valores mínimo e máximo
como sendo de 0,196 mg/Kg e 8825,8
mg/Kg, com mediana igual a 1,86
mg/Kg, além de determinar o valor de
referência (background) como sendo de
0,30 mg/Kg.
Já Alexandre (2006) constatou uma
concentração máxima de 4,3µg/L de Hg
na água do ribeirão do Grama.
E, Tinôco (2008) detectou valores de
3,34µg/L em maio de 2007. Onde,
segundo esta autora, pode-se demonstrar
que o Hg ainda estava presente, em
suspensão.
Este trabalho foi proposto para avaliar a
evolução do quadro de contaminação
ambiental por Hg em Descoberto,
possibilitando a compreensão e previsão
dos fenômenos de fluxo e transporte do
mesmo nos vários compartimentos, de
forma a entender sua potencial toxidade e
subsidiar a formulação, avaliação e
seleção de alternativas de remediação, de
monitoração, de gerenciamento e manejo
da área contaminada.
1.2 - Caracterização do Problema
Embora alguns estudos sobre a
contaminação mercurial na área da bacia
do Ribeirão do Grama, tenham sido
realizados, desde a exudação deste
elemento, na forma metálica, seus
resultados têm, somente, revelado a
comprovação da contaminação. Este fato
afetou de várias formas, o
comportamento de todo o município e,
principalmente, da população vizinha à
área contaminada, em face da forma de
contaminação e da forma de lidar com a
mesma, por parte dos pesquisadores em
não apresentar possíveis alternativas de
gerenciamento e ou manejo da área
304
contaminada, haja vista que ainda não é
muito comum a contaminação de
mercúrio na forma metálica.
Segundo Palmieri (2006),
“... o conhecimento da concentração
total de um elemento embora ainda seja
muito útil, é de fundamental importância
a determinação das espécies químicas
nas quais este elemento está distribuído,
especialmente no estudo de seus
comportamentos no meio ambiente e nos
danos que pode causar à saúde. As
propriedades físicas, químicas e
biológicas são dependentes da espécie
química em que o elemento está
presente”.
Uma vez introduzido no ambiente, o Hg
apresenta um ciclo complexo compondo
as forma inorgânica e/ou orgânica. Na
forma inorgânica pode ser encontrado
sob três diferentes estados de oxidação: o
Hg elementar (Hgº) metálico, o qual se
encontra principalmente na forma de gás,
o Hg monovalente (Hg2 2+ ), forma pouco
estável em sistemas naturais e o Hg
bivalente (Hg 2+ ). Na forma orgânica, o
Hg bivalente apresenta-se ligado
covalentemente a um radical orgânico,
sendo o metil-mercúrio (CH3HgX) e o
dimetil-mercúrio ((CH3)2Hg) os mais
comuns. A conversão entre as diferentes
formas de Hg é a base do complexo
padrão de distribuição do elemento em
seu ciclo biogeoquímico, e de sua
magnificação biológica. (Micaroni et al.,
2000, apud Oliveira, 2005).
Com isso o metal mercúrio constitui um
dos poluentes de maior risco para o
equilíbrio ecológico e saúde humana,
justificado pela elevada toxidade e
potencial de bioacumulação e
biomagnificação através da cadeia
alimentar, pois uma vez penetrado no
subsolo, o Hg torna-se suscetível a uma
variedade de processos geoquímicos e
biológicos, que determinam a sua

mobilização ou mesmo transformação no
meio poroso. Esses processos estão
intrinsecamente relacionados a inúmeras
variáveis, tornando a prática de
remediação da área contaminada uma
tarefa complexa, muitas vezes custosa e
dispendiosa.
A prática de remediação de solos e águas
subterrâneas é normalmente uma tarefa
complexa e exige o envolvimento de
profissionais qualificados e experientes
na elaboração de diagnósticos precisos
que irão subsidiar a definição da
alternativa mais adequada para
cumprimento dos padrões
preestabelecidos em projeto. Desta
forma, o conhecimento detalhado das
questões geoquímicas e da natureza dos
contaminantes é determinante no sucesso
do programa de remediação.
2 - Metodologia
A maior parte do mercúrio presente no
solo esta fixada à matéria orgânica deste,
sobretudo ao material húmico, e pode
sofrer processos de eluição (UNEP. 2002
apud Azevedo, 2003). Por essa razão, o
tempo de retenção do mercúrio no solo é
longo, resultando em acúmulo do metal.
O que pode implicar seu lançamento para
a superfície das águas e para outros
meios, por longos períodos,
possivelmente centenas de anos (Pirrone
et ai.. 2001. apud Azevedo, 2003).
Nas águas, em aerobiose, a distribuição
do mercúrio dissolvido varia de acordo
com a época do ano e com a
profundidade da coluna de água. O
mercúrio dissolvido distribui-se nas
formas de Hgº, que é volátil, mas
relativamente não reativo e em espécies
de mercúrio divalente (complexadas) e
305
orgânicas, principalmente metilmercúrio
e dimetilmercúrio. Próximo à interface
ar-água a concentração de Hgº é alta. Já a
concentração total de mercúrio
inorgânico e metilmercúrio é alta
próxima ao sedimento (Morei et al.,
1998, apud Azevedo, 2003).
O metilmercúrio é facilmente absorvido
por peixes e outros animais aquáticos, o
que provoca a deposição dessa substância
química nos tecidos desses animais, a
qual se acumula ao longo do tempo,
atingindo, na cadeia biológica,
concentrações bem maiores que as
originalmente encontradas no ambiente
(Câmara et ail 1998, apud Azevedo,
2003).
A distribuição do Hg no solo tem um
perfil característico e sua mobilidade
parece ser condicionada por potencial de
oxi-redução, pH, drenagem e tipo de
solo, além de outros fatores.
O Hg nas formas metálica e iônica é
adsorvido em humatos. Assim, sua
mobilidade para as camadas profundas do
solo é pequena e depende de sua redução
por processos químicos, microrganismos,
plantas e outros organismos vivos, ou da
transformação em compostos voláteis de
Hg.
A lixiviação e a erosão transferem o
mercúrio de solos contaminados para a
água e os sedimentos. Este fluxo envolve
o mercúrio inorgânico, mas grande parte
está associada com matéria orgânica
particulada e dissolvida. Nos sedimentos
é, em parte, transformado em formas
alquiladas, principalmente metilmercúrio,
as quais não contribuem com quantidades
apreciáveis para o ciclo global do
mercúrio (Bennett, 1981, apud Azevedo,
2003).
A partir destas observações e de estudos
mais aprofundados foi planejada a
execução dos trabalhos a serem
executados da seguinte forma:

2.1.1 - Amostragem
A partir das as informações necessárias
para se atingir um grau de conhecimento
suficiente sobre a extensão e dinâmica da
contaminação, no espaço e no tempo foi
elaborado um plano para coleta de dados
que constou basicamente de:
Definição da Área de Abrangência
dos Estudos – de acordo com as
informações levantadas nos estudos
anteriores, relativas à avaliação
preliminar dos limites físicos da
contaminação, das características do
mercúrio e do uso do solo no entorno
da área objeto de estudo foi definida a
área de enfoque na investigação
detalhada.
Definição dos Compartimentos a
Serem Amostrados - Nesta etapa da
investigação, todos os
compartimentos onde o mercúrio
pudesse se acumular ou ser
transportado foram selecionados para
serem amostrados.
Definição das Informações e
Parâmetros a Serem Levantados -
foram levantados dados no entorno da
área contaminada, visando
determinar:
• as propriedades dos meios
físicos e químicos que governam
o transporte do mercúrio;
• os limites das fontes de
contaminação, os tipos e as
concentrações do mercúrio
liberados para o meio e
presentes nestas fontes;
• a delimitação da contaminação e
da distribuição das
concentrações do mercúrio nos
meios atingidos.
Procedimentos de campo
As amostras foram coletadas de acordo
com a seguinte metodologia:
306
• Localização das estações de
coleta planejada com apoio de
carta planialtimétrica da área.
Nos casos de inacessibilidade, a
estação foi deslocada para a
posição mais próxima possível
da planejada;
• Descrição detalhada da estação
(fotos, croquis, etc) e obtenção
das coordenadas geográficas das
estações;
• Coleta das amostras, segundo
orientações padronizadas, tais
como: quantidade, forma de
coleta, etc;
• Armazenamento adequado,
segundo orientações
padronizadas;
• Amostragem de solos e
sedimentos de corrente
Para a realização deste trabalho foi
definida uma série de pontos de coleta ao
longo da bacia do ribeirão do Grama,
buscando atingir os seus principais
afluentes. Para tanto, foi elaborada uma
malha de amostragem de maneira a
cobrir toda a bacia (Figura 3). A partir
desta malha, sempre que possível foram
coletadas amostras de solo e sedimento,
em duas campanhas de amostragem -
uma em agosto de 2008 (período seco) e
outra em março de 2009 (período
chuvoso).
Foram coletados cerca de 3 kg de
amostras de solos, com auxílio de uma
cavadeira e cerca de 3 kg de sedimentos
utilizando uma pá de plástico, próximo a
área de remanso dos cursos d’água. Este
procedimento visou coletar amostras de
sedimentos com maior proporção de
finos, fase na qual se concentra a maior
parte de metais pesados e particularmente
o Hg (Förstner & Wittmann 1981).

Figura 3 – Mapa da bacia do ribeirão do
Grama, mostrando os pontos de
amostragem. Coordenadas UTM –
Quadrícula 23K
No laboratório, as amostras forma secas à
temperatura ambiente, destorroadas
(tomando-se o cuidado para não
comprometer a sua granulometria),
quarteadas, peneiradas numa peneira de
250 mesh e finalmente levadas para
determinações laboratoriais de Hg.
Para estas determinações foram tomadas
0,20g de amostra, que foram digeridoas
em HNO3. O Hg foi determinado por
espectrofotometria de absorção atômica
com geração de vapor a frio.
Os dados gerados foram primeiramente
submetidos a testes de normalidade –
gráfico NPC e Anderson-Darling –
(Snedecor & Cochrane 1989) para
detecção de outliers e determinação da
distribuição ao qual obedecem.
Posteriormente valores de background
foram propostos com base na estatística
descritiva da população. foram
considerados valores de background
aqueles que se localizam a dois desvios
padrão acima da média da distribuição
(normal). Assim se engloba valores que
têm 95% de probabilidade de ocorrência
307
em uma determinada distribuição (área).
Para este trabalho foi utilizado o software
Minitab versão 14.
Resultados
A Tabela 1 apresenta os dados de Hg em
solos e sedimentos para amostras da
bacia do ribeirão do Grama. O gráfico de
NPC – Normal Probability Plot –
(Snedecor & Cochrane, 1989) - (Figura
4) mostra que as amostras de solos dos
pontos 8A e 8B se constituem em valores
anômalos. Estes valores são exatamente
aqueles que se encontram na área
contaminada. O teste de Anderson-
Darling para verificação da normalidade
dos dados mostra que conjunto obedece à
distribuição normal (p-valor = 0,078).
Isto permite a proposição de um valor de
referência para solos. A média dos
valores da área foi determinada como
0,19 mg/kg com desvio padrão de 0,12
mg/kg o que leva a um valor de 0,43
mg/kg para o background de Hg em
solos na bacia do ribeirão do Grama.
O mesmo raciocínio pode ser delineado
para sedimentos. O teste de Anderson-
Darling mostra que todos os valores
pertencem à distribuição normal (p-valor
= 0,600). A média dos teores de
sedimentos é 0,26 mg/kg com desvio
padrão de 0,04 mg/kg, o que conduz a
um valor de 0,34 mg/kg para o
background em sedimentos.
Uma questão que se pode levantar é a
possível diferença entre estes dois
valores, visto que pertencem à mesma
área. O teste de Student (Snedecor &
Cochrane 1989) mostra que não existe
diferença significativa entre estas duas
quantidades.
O conjunto de dados para solo mostra
dois valores anômalos na área
contaminada, sugerindo que o Hg,

supostamente estocado em barris
enterrados não se propagou para o curso
d’água já que os pontos 8A e 8B estão
próximos à possível área de estocagem
dos barris contendo Hg.
Os teores de Hg em sedimentos não
mostram valores anômalos, o que sugere
que este elemento não atingiu este
compartimento.
Os valores de referência (para solo e
sedimentos) determinados para a bacia
podem ser assim considerados para os
dias de hoje.
A questão de saber se estes eram os
valores antes da exploração de Au, na
área ou se foram alterados como
resultados desta atividade é questão de
especulação e de trabalhos futuros,
envolvendo sondagens, na perspectiva de
que uma provável contaminação tenha
sido superficial.
Tabela 1 – Valores de Hg (mg/kg) em solos e
sedimentos da bacia do ribeirão do Grama.
O limite de detecção da técnica é de 0,04
mg/kg. 0 asterisco (*) indica que amostras
não foram coletadas neste ponto por serem
locais distantes de cursos d’água.
308
Figura 4 - Gráficos de probabilidade (NPC)
para dados de solos e sedimentos de
amostras da bacia do ribeirão do Grama em
Descoberto, mostrando os valores anômalos
para duas amostras de solo (pontos 8A e 8B).
Considerações finais
É importante observar que os
levantamentos propostos foram
normalmente utilizados em alvos
selecionados pela presença de anomalias
detectadas nos estudos anteriores e as
amostras foram coletadas com auxilio de
ferramentas que permitiram atingir a
profundidade desejada, bem como a
retirada de um volume de material
necessário para as análises químicas.
A avaliação da qualidade dos sedimentos
da bacia do ribeirão do Grama mostrou
contaminação desse curso de água,
corrobora os resultados levantados pelos
trabalhos (FEAM, CDTN & CPRM,
2005 e FEAM & CDTN, 2006) já

ealizados. As concentrações de mercúrio
observadas nos sedimentos do córrego,
nas proximidades do local de
afloramento, apresentaram resultados
acima do valor considerado aceitável,
sendo significativamente superiores às
concentrações medidas no ribeirão da
Grama. Essa situação indica que o
mercúrio presente no solo contaminado é
carreado pelas águas pluviais para o leito
do curso de água.
A avaliação das amostras de água
superficial indica que a qualidade dos
cursos de água que drenam a Área
Contaminada é influenciada pela
presença de mercúrio no solo da região,
apesar da maior parte das análises não
apresentarem concentrações desse metal.
Na área contaminada, foram
implementadas ações para contenção da
contaminação, até que sejam concluídos
os estudos das alternativas de
intervenção/remediação da área (Vide
Figura 5).
Referências bibliográficas
309
Figura 5 – Barreira de contenção da
contaminação
1. Alexandre, S. C. Caracterização de Área Contaminada por Mercúrio em Descoberto –
Minas Gerais. Dissertação de mestrado, UFV. Viçosa, 53p., 2006.
2. CDTN, Centro de Desenvolvimento da Tecnologia Nuclear - Relatórios de Progressos -
Projeto Mercuriominas; CDTN/CNEN, Belo Horizonte/MG, 2006.
3. CETEC. Fundação Centro Tecnológico de Minas Gerais. Mapa de Solos do Estado
de Minas Gerais. Escala 1:600.000. Belo Horizonte: CETEC, 2008.
4. CETESB – Manual de Gerenciamento de Áreas Contaminadas. CETESB/GTZ. 389p.

2001.
5. Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental - CETESB. Manual de
gerenciamento de áreas contaminadas. Projeto CETESB-GTZ. Cooperação Técnica
Brasil-Alemanha. 2ª.ed. São Paulo. 1999. 389p.
6. Costa Santos, R.; et alii. Distribuição e Especiação de Mercúrio em Solos Contaminados
da Zona Rural do Município de Descoberto – MG. In: XXVIII Reunião Anual da
Sociedade Brasileira de Química. Anais... Poços de Caldas: SBQ, 2005.
7. Dias, C. L.; Casarini, D. C. P. Gerenciamento da qualidade de solos e águas
subterrâneas. Relatório técnico de viagem à Holanda. São Paulo. CETESB, 1996. 50p.
8. Fadini, Pedro Sérgio – Comportamento biogeoquímico do mercúrio na bacia do Rio
Negro (AM) Universidade Estadual de Campinas – Tese de Doutorado. Campinas, SP,
1999. 106 p.
9. Fundação Estadual de Meio Ambiente e Centro de Desenvolvimento da Tecnologia
Nuclear - FEAM/CDTN. Diagnóstico da contaminação ambiental em Descoberto,
Minas Gerais, em decorrência do afloramento de mercúrio em Dezembro de 2002.
Relatório de progresso, Belo Horizonte, 2005. 166p.
10. FEAM e CDTN – Diagnóstico da contaminação ambiental em Descoberto, Minas
Gerais, em decorrência do afloramento de mercúrio em dezembro de 2002. Relatório
Final, Belo Horizonte, 2006. 199p.
11. FEAM et alii. Diagnóstico da contaminação ambiental em Descoberto, Minas
Gerais, em decorrência do afloramento de mercúrio em dezembro de 2002. Relatório de
Progresso, Belo Horizonte, 2005.166p.
12. Förstner U & Wittmann, G. T. W. Metal Pollution in Aquatic Environment. 2 Ed.
New York, Springer-Verlag. 1981.486 pp.
13. Marques, E. A. G.; Alexandre, S. C.; Miranda, J. F.; Fineza, A.; Teixeira, C. M. &
Oliveira, A. A. G. Caracterização de Área Contaminada por Mercúrio no Município de
Descoberto – Minas Gerais. COBRAMSEG. Anais... Belo horizonte, 2006. p.2-6.
14. Palmieri, Helena Eugênia L – Distribuição e transferência de Hg e As para a biota
em áreas do sudeste do quadrilátero ferrífero, MG. Tese de Doutorado. Programa de
Pós-graduação em Evolução Crustal e Recursos Naturais. DEGEO/UFOP. 179p. 2006.
15. Sociedade Brasileira de Geologia – Manual de Coleta de Amostras em
Geociências. 64p.1986.
16. Tinôco, Ana Amélia Paulino – Avaliação de contaminação por mercúrio em
Descoberto-MG. Dissertação de mestrado Programa de Pós-Graduação em Engenharia
Civil da UFV. Viçosa, MG. 2008. 104p.
USEPA – United States Environmental Protection Agency; Mercury study report to
Congress. V.5: Heath effects of mercury and mercury compounds, 1997.
310

A GESTÃO DE RECURSOS HÍDRICOS NO
ÂMBITO DA MINERAÇÃO BRASILEIRA
LA GESTIÓN DE LOS RECURSOS DE AGUA EN
LA MINERÍA DE BRASIL
RESUMO
JOSÉ FERNANDO MIRANDA
Professor do DEMIN/EM/UFOP - email: j.miranda@demin.ufop.br
JANINE RODRIGUES FIGUEIREDO
Discente de graduação do DEMIN/EM/UFOP - email:
janinefigueiredo_minas@yahoo.com.br
A água, de modo geral, é um bem mineral de valor imensurável com fortes reflexos
numa economia tendenciada ao uso insustentável deste recurso, como a que
vivemos atualmente. A mineração é uma atividade que tem forte relacionamento
com a água, seja na sua explotação comercial, seja como insumo em seu processo
produtivo, ou até mesmo como desvio deste recurso para viabilizar a produção de
outros recursos minerais, através do rebaixamento do lençol freático.
Objetivando a valorização e o controle sustentável de uso deste recurso, foi
estabelecida, em 1997, a Lei n.° 9.433 - "Política Nacional de Recursos Hídricos",
um mecanismo de gestão descentralizada e participativa na busca pela manutenção
das qualidades e da quantidade da água num contexto geral. Dentro deste
dispositivo legal foram então criadas algumas ferramentas de gestão de recursos
hídricos, de âmbito nacional, tais como: o Sistema Nacional de Gerenciamento de
Recursos Hídricos; o Enquadramento dos Corpos de Água; a Outorga Pelo Direito
de Uso; a Cobrança Pelo Uso e o Sistema de Informações Sobre Recursos Hídricos.
Este artigo apresenta os principais pontos da gestão de recursos hídricos, no que
tangem ao setor de mineração no Brasil.
Desta forma há a necessidade de uma tríplice participação (Poder Público –
Empresa – Sociedade) no âmbito da gestão de recursos hídricos no País. Onde o
poder público dispõe da regulamentação, as empresas passam a adequar suas
atividades de forma a se enquadrarem nesta regulamentação, visando à manutenção
da qualidade destes recursos para a sociedade que passa a ter nos dispositivos
reguladores as ferramentas de exigências de direitos junto ao Poder Público.
311

Um exemplo de aplicação desta regulamentação num empreendimento mineral
nacional é apresentado visando mostrar a relevância da mesma no sentido de
manutenção da qualidade dos recursos hídricos para um futuro sustentável.
PALAVRAS-CHAVE: Uso da água, Mineração, Regulamentação, Gestão de
Recursos Hídricos
RESUMEN
El agua en general, es un ben mineral de incalculable valor en una economía con
fuertes reflejos de tendencia insostenible para utilizar este recurso, que ha sido
experimentado actualmente. La minería es una actividad que tiene una fuerte
relación con el agua, sea en su explotación comercial o sea como insumo en su
proceso de producción, o incluso como una desviación de este recurso para activar
la producción de recursos minerales, mediante la reducción de la capa freática.
Con el fin de controlar la apreciación y el uso sostenible de este recurso fue
establecido en 1997, la Ley nº9433 - "Política Nacional de Recursos de Agua", un
mecanismo de gestión descentralizada y participativa en la búsqueda de mantener
la calidad y cantidad de agua un contexto general. Dentro de esta disposición legal
se crearon algunas herramientas para la gestión de los recursos hídricos, a nivel
nacional, como la Comisión Nacional del Agua Gestión de Recursos, el Marco de
los Cuerpos de Agua, la concesión del derecho de uso, la carga para el uso y
Recursos del Sistema de Información. Este artículo presenta los puntos principales
de la gestión de los recursos hídricos, en relación con el sector de la minería en
Brasil.
Por lo tanto existe la necesidad de una participación triple (Poder Público -
Empresa - Sociedad) en la gestión de los recursos hídricos en el país donde el
gobierno tiene reglamentos, las empresas comienzan a adaptar sus actividades a fin
de adaptarse a esta normativa, Para mantener la calidad de estos recursos a la
sociedad que se sustituye en las herramientas reguladoras de los derechos de las
demandas con el Gobierno.
Un ejemplo de aplicación de una empresa minera en la legislación nacional se
introduce con el fin de mostrar la relevancia de la misma con el fin de mantener la
calidad de los recursos hídricos para un futuro sostenible.
PALABRAS CLAVES: el uso del agua, reglamento de minería, recursos hídricos
312

1- Introdução
Na era da pedra lascada, os homens
viviam juntos em busca da sobrevivência,
não havia leis que determinassem seus
direitos e deveres. Naquela época os
instrumentos de pedra eram fabricados
com técnicas rudimentares, sem
utilização de muitos recursos naturais.
Posteriormente, com o desenvolvimento
da sociedade, passando por eras cujos
nomes utilizados na escala de tempo
demonstram a importância dos recursos
minerais no desenvolvimento da
civilização que sofreu um grande salto
quando então passou a dominar a técnica
de fundição de metais. A partir daí, o
homem conseguiu mudar seus hábitos
alimentares, desenvolver a agricultura,
explorar a natureza e com isso iniciaramse
os conflitos ambientais. Certamente,
durante muitos anos a humanidade viveu
em disputa de água e exploração de
recursos naturais sem nenhuma
preocupação de como administrar estes
conflitos.
Atualmente a humanidade vivencia um
cenário bem diferente, os recursos
minerais estão presentes em nosso dia-adia,
desde o acordar até o dormir. No
entanto, a explotação insustentável desses
recursos e a escassez dos mesmos
causam preocupações em nível mundial.
Neste contexto, a atividade da mineração
é uma das principais atividades
industriais, que utiliza a água
praticamente em todas as etapas de seu
processo produtivo. Visando a garantir
que a sociedade possa usufruir
futuramente desse recurso mineral é
necessário um planejamento do
gerenciamento deste recurso, haja vista
que é um dos recursos vitais à
sobrevivência da mesma. Os órgãos
governamentais brasileiros, visando a
preservação da qualidade da água,
313
estabeleceram a Política Nacional dos
Recursos Hídricos, com o objetivo de
determinar as melhores práticas de
manutenção e a garantia deste recurso.
2- Política Nacional de Recursos
Hídricos
Para um país que concentra em seu
território 12% das reservas de água doce
do planeta, o Brasil apresenta avanços
significativos na gestão de suas águas
(SILVA, 2006), em relação aos outros
países do continente.
Este avanço veio através da construção
de uma Legislação pertinente aos
recursos hídricos, que mesmo tendo sido
implementada lenta e gradualmente,
contou com a participação e o empenho
da União, dos usuários (indústrias) e da
comunidade, consolidou-se em uma
integração da gestão dos recursos
hídricos e gestão ambiental abrangente.
Tendo como uma das principais
referências a Lei Federal n.° 9.433, de 08
de janeiro de 1997, que instituiu a
Política Nacional de Recursos Hídricos
(PNRH).
Esta Lei, em seu Artigo 1º define como
fundamentos da gestão:
I. a água é um bem de domínio
público;
II. a água é um recurso natural
limitado, dotado de valor
econômico;
III. em situações de escassez, o uso
prioritário dos recursos hídricos
é o consumo humano e a
dessedentação de animais;
IV. a gestão dos recursos hídricos
deve sempre proporcionar o uso
múltiplo das águas;
V. a bacia hidrográfica é a unidade
territorial para implementação
da Política Nacional de Recursos

Hídricos e atuação do Sistema
Nacional de Gerenciamento de
Recursos Hídricos;
VI. a gestão dos recursos hídricos
deve ser descentralizada e contar
com a participação do Poder
Público, dos usuários e das
comunidades.
Com isso, o principal objetivo da PNRH
é garantir, às atuais e às futuras gerações,
o acesso a água potável, através dos
seguintes instrumentos de
implementação: os Planos Nacionais de
Recursos Hídricos; os Enquadramentos
dos Corpos de Água; a Outorga Pelo
Direito de Uso; a Cobrança Pelo Uso e o
Sistema de Informações Sobre Recursos
Hídricos.
Os Planos Nacionais de Recursos
Hídricos são elaborados por
representantes dos Estados, Municípios e
Comitês de Bacias Hidrográficas. Para
isto, foram estabelecidas doze Comissões
Executivas Regionais (CERs), uma para
cada bacia hidrográfica brasileira, pelo
fato da Lei n.° 9.433 estabelecer como
bacia hidrográfica uma unidade territorial
de implantação da PNRH. Desta forma, a
definição dos usos prioritários das águas
no domínio de cada bacia hidrográfica
nacional é realizada pelas respectivas
CERs.
Para instituir o gerenciamento dos
recursos hídricos, cada Estado deve ter
seu Conselho Estadual de Gerenciamento
de Recursos Hídricos (CEGRH). No
entanto, como vários rios nacionais
atravessam mais de um estado, esta
gestão deve ser descentralizada e ao
mesmo tempo ser integrada, ou seja,
Comitês de Bacias hidrográficas, Estado
e União trabalhando juntos com os
usuários e as comunidades locais na
adequação da gestão da unidade
hidrográfica à PNRH.
314
Como o segundo fundamento da gestão
de recursos hídricos inscrito no artigo 1º
da PNRH, determina que a água é um
bem de domínio público, limitado e
dotado de valor econômico fez-se
necessário a instituição de duas
ferramentas de controle de uso: a
Outorga Pelo Direito de Uso e a
Cobrança Pelo Uso. A primeira é
utilizada para garantir o controle
qualitativo e quantitativo dos usos da
água e o direito de acesso a água desde
que resguardem o transporte aquaviário e
os usos múltiplos desta. A segunda
estimula o uso racional da água e a
arrecadação de recursos financeiros para
programas do PNRH. Vale ressaltar que
esta cobrança pelo uso não é um imposto,
mas sim uma taxa acordada entre os
usuários, comunidade e o poder público
(ANA, 2009).
De um desdobramento da Lei n.° 9.433,
em julho de 2000, foi criada a Agência
Nacional de Águas (ANA) que é a
entidade federal de implementação da
PNRH e de coordenação do Sistema
Nacional de Gerenciamento de Recursos
Hídricos (SNGRH), mediante a
integração dos organismos que compõem
este sistema e a articulação entre eles,
bem como a aplicação dos instrumentos
de gestão referidos anteriormente
(MACHADO, 2006). O SNGRH é um
órgão que, além de coordenar a gestão
das águas e promover sua recuperação,
efetua a cobrança e implementa a PNRH.
Já o artigo 25 da mesma Lei estabelece
que o Sistema de Informações sobre
Recursos Hídricos (SIRH) é um sistema
de coleta, tratamento, armazenamento e
recuperação de informações sobre
recursos hídricos e fatores intervenientes
em sua gestão. Assim, o SIRH e o
SNGRH trabalham juntos com o objetivo
de atualizar os dados da gestão dos
recursos hídricos nacionais além de

informar a disponibilidade de água a ser
outorgada pelas autoridades competentes.
3-A outorga de direito de uso de água
na mineração
A outorga de direito de uso de água é um
ato administrativo que concede ao
outorgante o direito de uso de certo
volume de água por prazo determinado.
O que estabelece a outorga como
instrumento para manutenção da
qualidade e controle da quantidade de
água potável, além do efetivo exercício
dos direitos de acesso à água. Além
disso, todos os usos dos recursos hídricos
devem respeitar o transporte aquaviário e
usos prioritários definidos por cada
comitê de bacia.
A Constituição Federal de 1988 define
como bens da União os lagos e os rios
que banham mais de um Estado ou
sirvam de limites com outros países. E
como bens de cada Estado as águas
superficiais ou subterrâneas, fluentes,
emergentes e em depósito sob seus
territórios. Enquanto que nas
deliberações da PNRH ficam definidas
como autoridades competentes para a
cobrança da outorga: o Poder Executivo
Federal os Estados ou o Distrito Federal,
quando necessário. Este fato levou à
criação da ANA como órgão responsável
em outorgar o direito de uso de recursos
hídricos de domínio da União. E para
cada Estado um órgão competente para
outorga de uso de águas de domínio
Estadual foi criado. Por exemplo, no
estado de Minas Gerais cabe ao Instituto
Mineiro de Gestão das Águas (IGAM)
conceder a outorga aos usos de recursos
hídricos de domínio de seu território.
315
Figura 1- situação dos Estados que possuem
plano de gerenciamento dos recursos
hídricos (ANA, Conjuntura dos recursos
hídricos no Brasil: informe 2011, 2011)
Na atividade de mineração podem-se
destacar diversos tipos de usos dos
recursos hídricos que afetam diretamente
os mesmos, provocando alterações no
regime dos corpos de água, na quantidade
e qualidade da água existente. De forma
a complementar a PNRH, no que tange
aos usos dos recursos hídricos na
indústria mineral, foi deliberada a
resolução n.° 29, de 11 de dezembro de
2002, onde no Art. 2º dessa resolução
foram definidos aqueles usos da água
relacionados à mineração e sujeitos a
outorga, quais sejam:
I. a derivação ou captação de água
superficial ou extração de água
subterrânea, para consumo final
ou insumo do processo produtivo;
II. o lançamento de efluentes em
corpos de água;
III. outros usos e interferências, tais
como:
a) captação de água subterrânea
com a finalidade de
rebaixamento de nível de água;
b) desvio, retificação e
canalização de cursos de água

necessários às atividades de
pesquisa e lavra;
c) barramento para decantação e
contenção de finos em corpos
de água;
d) barramento para
regularização de nível ou
vazão;
e) sistemas de disposição de
estéril e de rejeitos;
f) aproveitamento de bens
minerais em corpos de água; e
g) captação de água e
lançamento de efluentes
relativos ao transporte de
produtos minerários.
Dentre as diversas medidas
administrativas, para se fazer um pedido
de outorga, o requerente deverá
apresentar um relatório detalhado do
empreendimento, contendo o Plano de
Utilização de Água:
“é um documento que, de acordo
com a finalidade e porte do
empreendimento minerário,
descreve as estruturas destinadas à
captação de água e ao lançamento
de efluentes com seus respectivos
volumes de captação ou diluição,
os usos e o manejo da água
produzida no empreendimento, o
balanço hídrico do
empreendimento, as variações de
disponibilidade hídrica gerada
pelo empreendimento na bacia
hidrográfica, os planos de
monitoramento da quantidade e
qualidade hídrica, as medidas de
mitigação e compensação de
eventuais impactos hidrológicos e
as especificidades relativas aos
sistemas de rebaixamento de nível
de água, se houver”
(RESOLUÇÃO N º29, 2002).
316
Esse procedimento é muito interessante
para o empreendedor, uma vez que com o
mesmo estudo, é possível solicitar a
outorga e a regularização de todos os
usos de águas, junto à autoridade
outorgante e, para esta a vantagem de
poder realizar a análise do balanço
hídrico completo do empreendimento em
apenas um pedido de outorga.
(diagnostico da outorga).
O quadro 1 – apresenta as fases de
licenciamento juntamente com os
documentos necessários quando da
solicitação de outorga, em cada etapa da
mineração onde houver uso dos recursos
hídricos.
Quadro 1 – Etapas e Documentação
necessária à outorga de recursos hídricos na
mineração
REGIMES/ETAPAS DOCUMENTOS
Concessão de lavra Apresentar a
comprovação da
aprovação do
Relatório Final de
Licenciamento
mineral, permissão de
lavra garimpeira e
registro de extração
Pesquisa Mineral
Pesquisa.
Solicitar a
manifestação prévia
(emitido pela
autoridade
outorgante,
equivalente à
outorga preventiva,
destinado a reservar
a vazão passível de
outorga,
possibilitando, aos
investidores, o
planejamento de
empreendimentos
que necessitem
desses recursos)
Solicitar a outorga
pelo prazo de
duração da pesquisa.
Apresentar
manifestação prévia,
e alvará de
autorização da

Para uso da água ou
para realizar a
interferência nos
recursos hídricos,
resultantes da
operação das
atividades minerarias.
pesquisa.
Apresentar os
respectivos títulos
minerários
Para outorgar ou não uma solicitação de
uso de recursos hídricos a autoridade
outorgante competente deve respeitar as
especificidades do Código de Mineração
brasileiro e levar em considerações os
usos prioritários já definidos por cada
bacia, por seu respectivo comitê. Assim,
a outorga é o resultado da avaliação da
disponibilidade hídrica de uma bacia, da
quantidade dos seus usuários e das
variações dos níveis de água causados
por eventos hidrológicos. Uma má
interpretação de um pedido de outorga
pode causar transtornos na economia
local e colocar áreas em riscos de
escassez.
Figura 2- Evolução histórica do número de
outorgas emitidas no Brasil, (ANA,
Conjuntura dos recursos hídricos no Brasil:
informe 2011)
4- A gestão de recursos hídricos em
minas subterrâneas
Assim como a água está presente em
praticamente todas as etapas da
mineração a céu aberto: na pesquisa, na
lavra, no beneficiamento e no
fechamento da mina, o mesmo se pode
317
dizer inclusive com mais intensidade,
quando da lavra subterrânea. Logo, o
conhecimento hidrogeológico e o manejo
da água da mina são fundamentais para o
sucesso da produção quer seja a céu
aberto quer seja subterrâneo.
Isto faz com que as empresas que operam
no subsolo intensifiquem sua “luta”
contra o tempo para que as vazões de
água do lençol freático não interrompam
o processo produtivo. Muitas das vezes o
grande aporte de água retirado de uma
mina pode ser maior que o volume de
minério lavrado. É o caso, bem freqüente,
de lavras que se localizam abaixo do
nível freático, seja de aqüíferos livres ou
confinados, os quais devem ser
bombeados enquanto durar a explotação
da mina (RUBIO, 2006).
Algumas medidas de controle e
prevenção são barreiras
impermeabilizantes e desvio dos cursos
de água, devem ser tomadas para que o
volume de água não comprometa a
estabilidade de uma mina. Se mesmo
assim ainda for necessária a drenagem da
mina, o método mais indicado é a
Drenagem Preventiva em Avanço (DPA).
Segundo RUBIO (2006), o DPA consiste
em extrair água do aqüífero em setores
afastados de certa distância da lavra, de
maneira que as águas não sejam
contaminadas pelas operações na mina,
garantindo desta forma a qualidade das
mesmas.
Outro problema enfrentado pelas minas
subterrâneas é a contaminação de
aqüíferos e de águas superficiais causada
pela atividade de lavra. Para minimizar
esse impacto deve ser elaborado um
plano em que o menor volume de água
possível entre em contato com a lavra até
o fechamento da mina.
É aqui que entra a importância da gestão
de águas em minas subterrâneas, onde a
vazão de água e o controle da sua

qualidade são necessários para o
desenvolvimento de um empreendimento
mineral sustentável. O volume de água,
obtido pela drenagem, pode ser tão
grande de forma a implicar no
atendimento das necessidades de
abastecimentos agrícolas, industriais e de
comunidades, no entorno do
empreendimento mineiro.
É importante ressaltar que não há uma
legislação específica para outorgas de
águas subterrâneas em todos os estados
brasileiros, mas a mineração subterrânea
tem muito a contribuir para a elaboração
de uma legislação pertinente, pelo fato de
tecnicamente terem um profundo
conhecimento do comportamento
hidrogeológico e hidrogeotécnico dos
ambientes nos quais atuam.
Minas Gerais é um dos poucos estados
brasileiros que possui legislação
específica para os usos de águas
subterrâneas. Onde o IGAM, como o
órgão responsável em fiscalizar a
exploração dos recursos hídricos de
domínio estadual, determina as diretrizes
para outorgas de direito de uso em águas
em ambientes subterrâneos.
5- Estudo de caso
A mina subterrânea de Vazante no oeste
do estado de Minas Gerais está inserida
na Bacia Hidrográfica brasileira do Rio
São Francisco. Em sua lavra é retirado
minério willemita com um teor de
19,15% de zinco a uma profundidade de
350 metros e vazão de água de 6 milhões
l/h. A Votorantim possui o direito de
lavra da mina a céu aberto na mesma
região, e como expansão dessa lavra a
mina subterrânea. No entanto, quando na
exploração da mina subterrânea foi
questionado o direito de uso dos recursos
hídricos para o novo empreendimento.
318
Figura 3- Localização da cidade de Vazante,
MG. (http://pt.wikipedia.org/)
Buscando adequar a lavra da mina
subterrânea às Legislações Federais e
Estaduais, a Votorantim entrou com um
processo de pedido de outorga para
captação de água subterrânea para fins de
pesquisa hidrogeológica e,
posteriormente, um pedido de outorga
para a drenagem da mina.
A Mina subterrânea de Vazante encontrase
localizada em uma região de rochas
calcárias com formação de dolinas
devido à erosão cárstica, que origina
cavernas de grandes dimensões
(SANTOS, 2010). O volume hídrico
encontrado na subsuperficie é muito
grande, o que atrapalha a explotação do
minério, pois o aporte de água que chega
à lavra ainda é intensificado na época das
chuvas. Segundo FIGUEIREDO, é
possível afirmar que apesar das
condições climáticas adversas, nos
regimes chuvosos à exploração minerária
a Votorantim preocupa-se com o
monitoramento subterrâneo nas áreas
cársticas atuando com medidas
preventivas visando a minimizar o
dolinamento na área do empreendimento
bem como em áreas do entorno, para que
não haja uma catástrofe ambiental com o
rebaixamento da cidade de Vazante.

Figura1- Cavernas da região de Vazante,
MG
AUGUSTO AULER, O Carste Hipogênico
do Grupo Vazante, Minas Gerais
O Quadro 2 apresenta as recomendações
estaduais, conforme previsto na Lei,
sendo responsabilidade do Estado a
gestão dos recursos hídrico subterrâneos.
Quadro 2 - Medidas de controle ambiental
dos recursos hídrico da mina subterrânea.
(SUPRAM, 2008)
Recomendação 1 O monitoramento
do fluxo hídrico
subterrâneo a
jusante e
principalmente a
montante do
empreendimento a
fim de verificar
possíveis
conseqüências nas
vazões.
319
Recomendação 2 A utilização de
medidas
conservacionistas
na extensão da mina
e ao entorno
com a finalidade de
desviar as águas da
chuva impedindo a
formação de novas
dolinas.
Recomendação 3 Monitoramentos de
bombeamento,
pluviométrico,
fluviométrico,
piezométrico, de
recalques e
abatimentos
conforme a
sistemática
atualmente adotada
e caso
haja necessidade a
inserção de mais
locais de
monitoramento para
garantir o
aperfeiçoamento
dos modelos
utilizados no
monitoramento
hídrico.”
O processo produtivo da mina só foi
iniciado com o desaguamento de galerias,
assim como, só é possível manter a
explotação do minério mediante o
bombeamento constante de água. Como
uma das ferramentas do gerenciamento
das águas na mina, a empresa implantou
um sistema moderno de comportas para
evitar que a água não entre contato com a
lavra e um número considerável de
bombas para retirar a água do ambiente
de lavra.

Estava previsto na expansão da mina, os
mesmos planejamentos de preservação
ambientais já adotados na lavra a céu
aberto. O uso da água também seria o
mesmo, mas, foi necessário informar ao
IGAM os usos da água durante o
processo produtivo, foram então,
adotadas medidas de controle dos
recursos hídricos subterrâneos. Na
drenagem de água na mina para garantir
o uso potável da água um processo de
clarificação é realizado dentro da própria
e depois bombeado para o
armazenamento em uma determinada
cava. Posteriormente, esse volume de
água é mandado para um córrego da
região, aumentando a potência hídrica e a
qualidade do mesmo, abastecendo a
população local. Além disso, a empresa
também deve garantir o monitoramento
das águas dos cursos d´água sob
influência do empreendimento, incluindo
água do desaguamento da mina
subterrânea. Visando o sucesso desse
controle foram instalados na região
pontos amostrais (cisternas, piezômetros)
de monitoramento hidrológico e
hidrogeológico.
Durante o processo da lavra até o
fechamento da mina deve-se haver um
planejamento de controle das águas e
também restauração das áreas degradas,
visando mitigar os impactos ambientais
causados pela atividade minerária.
320
6-Considerações Finais
A mineração é uma atividade que não
escolhe seu local de trabalho, pois sua
rigidez locacional faz dessa atividade
uma ambientalmente delicada,
recomendando, muitas das vezes
cuidados especiais e prudência,
principalmente quando inserida em áreas
especiais de interesse ambienteais. Dessa
forma, a atividade minerária estará
sempre sujeita a outorga de usos dos
recursos hídricos nas bacias em que se
encontra localizada.
Além das outorgas emitidas, contribuem
para o balanço hídrico de uma bacia a
água utilizada no reuso na etapa de
beneficiamento e a água bombeada de
uma mina subterrânea, o que leva as
empresas de mineração estarem em
constante verificação de seus sistemas de
gerenciamento de recursos hídricos.
Considerando que as especificidades dos
usos da água na indústria mineral é
fundamental a união entre o setor
produtivo e o governo, pode-se dizer que
a PNRH foi o marco inicial para o
desenvolvimento de uma gestão de
recursos hídricos sustentável no Brasil.
No entanto, ainda faltam alguns passos
para que todo território nacional esteja
incluído nessa política de forma a
contemplar todo o potencial hídrico do
Pais.

Referências
SILVA, Marina. Ministério do Meio Ambiente. Secretaria de Recursos Hídricos. Caderno
Setorial de Recursos Hídricos. Brasília, 2006. 481 p.
ANA. Ministério do Meio Ambiente. Agência Nacional das Águas. Relatório de
atividades. Brasília, 2009.
MACHADO, José. Ministério do Meio Ambiente. Agência Nacional das Águas. A Gestão
de Recursos Hídricos e a Mineração. Brasília, 2006. 338 p.
RUBIO, Rafael Fernández. Tradução de N. Fernández Castro, Marcelo T. de Lima. Gestão
de Recursos Hídricos e a Mineração. Brasília, 2006. 338 p.
SANTOS, Juarez Fontana dos. Ministério de Minas e Energia. Secretaria de Geologia,
Mineração e Transformação Mineral. Perfil do Minério de Zinco. Brasília, 2010. 33p.
BRASIL. Lei n.° 9.433, 08 de janeiro de 1997. Institui a Política Nacional de Recursos
Hídricos, cria o Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos, regulamenta o
inciso XIX do art. 21 da Constituição Federal, e altera o art. 1º da Lei nº 8.001, de 13 de
março de 1990, que modificou a Lei nº 7.990, de 28 de dezembro de 1989. 19 p.
BRASIL. Resolução n° 29, de 11 de dezembro de 2002. Define diretrizes para a outorga de
uso dos recursos hídricos para o aproveitamento dos recursos minerais. 4 p.
INSTITUTO MINEIRO DE GESTÃO DE ÁGUAS.
BRASIL. Ministério do Meio Ambiente. Agência Nacional das Águas. Superintendência de
Outorga e Fiscalização. Diagnóstico da Outorga dos Recursos Hídricos no Brasil.
Brasília, 2007. 168 p.
MINAS GERAIS, Secretária de Estado do Meio Ambiente e Desenvolvimento Sustentável.
FIGUEIREDO, Flávio Pimenta de. Parecer do empreendimento Votorantim Metais
Zinco S.A. (Rio Santa Catarina), 2010. 34 p.
ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE ÁGUAS SUBTERRÂNEAS. Águas subterrâneas.
Brasil, n.° 8, ano 2, p. 15- 16 novembro, 2008.
INSTITUTO DO CARSTE
321

322

REGIME HIDROLÓGICO DA ANTIGA
MINA SUBTERRÂNEA DE GERMUNDE EM
Resumo
PORTUGAL
EL RÉGIMEN HIDROLÓGICO EN
ANTIGUA SUBTERRÁNEA MINA DE
GERMUNDE EN PORTUGAL
ADILSON CURI
curi@demin.ufop.br
JOSÉ MARGARIDA DA SILVA
Departamento de Engenharia de Minas, Escola de Minas, Universidade
Federal de Ouro Preto, Brasil
Neste trabalho faz-se uma revisão dos procedimentos e métodos de
cálculo necessários para a obtenção do balanço hidrólogo de uma região e
tal procedimento foi aplicado em um estudo de caso para a região da antiga
mina de Germunde, na localidade de Castelo de Paiva, lavra subterrânea de
carvão, por abatimento, nas imediações da cidade do Porto em Portugal,
que encerrou suas atividades no final do século passado.
A citada mina sofreu processo de subsidência. A subsidência relaciona-se também
à hidrologia presente em certo maciço rochoso. As deformações podem criar
direções preferenciais para o fluxo das águas em subsolo ou exsurgências de água,
seja nos planos de fraqueza, seja nos deslocamentos entre as camadas, modificando
o comportamento vigente. O método de lavra praticado, mais as falhas existentes e
descontinuidades provocadas pelas movimentações facilitam a infiltração em um
corpo de minério de geometria irregular e heterogêneo como este em questão.
É utilizado o método de Thornthwaite e Mather para o cálculo da
evapotranspiração. Este estudo é interessante na medida em que, através
dele, pode-se avaliar, entre outras coisas, o afluxo de água que se infiltrará
pelo maciço rochoso, alcançando os níveis inferiores da mineração
323

subterrânea, contribuindo assim para o dimensionamento, inclusive, das
instalações de bombeamento.
Palavras-chave: modelo hidrológico, afluxo de água subterrânea,
bombeamento, mina subterrânea.
Resumen
En este artículo ofrecemos una revisión de los procedimientos y métodos de
cálculo necesario para obtener el balance hídrico de una región y este
procedimiento se aplicó a un caso de estudio para la región de la
mina Germunde antigua en la ciudad de Castelo de Paiva, la minería subterráneas
de carbón, por deducción, a las afueras de Porto en Portugal, que puso fin a sus
actividades en el siglo XIX. El proceso se ha referido al hundimiento de la mina.
Subsidencia también está vinculado a la hidrología presente en una masa de
roca. Las deformaciones pueden crear direcciones preferenciales para el flujo
de agua en el agua subterránea o exsurgências, está en los planes de debilidad, ya
sea en desplazamientos entre las capas, modificar el comportamiento
existente. El método de explotación practicado, los defectos más
y discontinuidades causadas por los movimientos de facilitar la infiltración
de un mineral de la geometría del cuerpo irregular y heterogénea en cuestión como
esta. Usamos el método de Thornthwaite y Mather para el cálculo de la
evapotranspiración. Este estudio es interesante ya que, a través de él, se puede
evaluar, entre otras cosas, la afluencia de agua que se filtra a través de la masa de
roca, hasta alcanzar los niveles más bajos de la minería subterránea, lo que
contribuye al diseño, incluidas las instalaciones de bombeo.
Palabras clave: modelo hidrológico, el flujo de bombeo de agua subterránea, la
mina subterránea.
1. Introdução
mina subterrânea de Germunde foi
iniciada nos anos 60 do século XX.
Teve mudada sua extração com
introdução posterior de enchimento.
Servida por três poços de acesso, Sofreu
processo de subsidência. Na bacia
hidrográfica existem várias captações de
água para abastecimento a 1,5 e 20 km (a
jusante da mina) e a 4 km (a montante).
A rede hidrográfica se adapta às
competências das rochas quartzíticas.
324
As características topográficas
e geológicas da jazida de carvão de
Germunde (Figura 1), assim como o
método de lavra adotado, condicionam o
regime de circulação e de
armazenamento das águas superficiais e
subterrâneas que a percorrem, sendo
essencial o seu conhecimento detalhado,
para estimar as conseqüências que sobre
as mesmas terá o encerramento da
exploração.

Trata-se de um maciço
essencialmente heterogêneo, pois tudo
que se relaciona com o escoamento de
águas é controlado pelas propriedades
hidrogeológicas características dos
diferentes tipos litológicos presentes. Por
razões de sistemática, pode-se dividir o
maciço em três unidades
hidrogeológicas:
a) Formações do Câmbrico,
de natureza xistosa, revelando muito
baixa permeabilidade e características de
homogeneidade apreciáveis, sendo
cobertas à superfície por uma importante
formação argilosa de alteração, que não
permite infiltrações significativas.
b) Formações do Ordovícico,
essencialmente constituídas por rochas
xistosas que na área da Mina formam a
parte mais elevada do teto das rochas
carboníferas, com a diferença de serem
muito mais resistentes à meteorização
que os xistos câmbricos. Assim, à
superfície não existem terrenos que
impeçam a infiltração das águas,
325
ocorrendo ainda juntas abertas que lhe
conferem uma elevada anisotropia na
sua permeabilidade. Existem ainda
rochas quartzíticas e brechóides nesta
unidade, que possuem comportamentos
distintos dos xistos, uma vez que
apresentam altas permeabilidades, com
boas capacidades de armazenamento e
podendo constituir excelentes aqüíferos.
c) Formações do Carbonífero,
constituídas por carvão e materiais
argilosos associados, muito tectonizados
sob a forma de dobras e falhas,
apresentando baixa permeabilidade e sem
condições para a criação de aqüíferos. A
infiltração das águas pluviais nesta
unidade resulta principalmente da
ocorrência de fraturas abertas à
superfície, e ainda da grande
permeabilidade que têm os quartzitos
ordovícicos situados a teto das camadas
de carvão, os quais possuem
comunicação com a rede fluvial vizinha.
Figura 1 – Localização da mina de Germunde com indicação das suas principais estruturas
hidrogeológicas (Curi e Silva, 1999).

A subsidência relaciona-se também à
hidrologia presente em certo maciço
rochoso. O controle geológico-estrutural
é de maior importância para a
hidrogeologia. As deformações podem
criar direções preferenciais para o fluxo
das águas em subsolo ou exsurgências de
água, seja nos planos de fraqueza, seja
nos deslocamentos entre as camadas,
modificando o comportamento vigente. O
método de lavra praticado, mais as falhas
existentes e descontinuidades provocadas
pelas movimentações facilitam a
infiltração em um corpo de minério de
geometria irregular e heterogêneo como
este em questão.
Neste trabalho faz-se uma revisão
dos procedimentos e métodos de
cálculo necessários para a obtenção
do balanço hidrólogo de uma região
e tal procedimento foi aplicado em
um estudo de caso para a região da
antiga mina de Germunde, em
Portugal.
2. Critérios adotados para a
obtenção do balanço hidrólogico
Por definição, uma equação do balanço
hidrológico relaciona as entradas e saídas
de água (afluências e efluências),
ocorridas num determinado espaço e
durante um certo período de tempo, com
a variação do volume do mesmo líquido
no interior desse espaço, durante o
intervalo de tempo referido. Constitui
assim uma forma da equação da
continuidade.
A forma geral de uma equação do
balanço hidrológico é, portanto, a
sequinte :
Afluências − Efluências = Variação no
Armazenamento de Água (1)
ou seja :
326
t+Δt t+Δt
∫ qa (t) dt − ∫ qe (t) dt = S (t + Δt) − S (t)
t t (2)
Em que qa (t), qe(t) e S(t) representam
as leis de variação com o tempo,
respectivamente, das afluências, das
efluências e do armazenamento de água
no interior do espaço. Conforme o
espaço e o período de tempo
considerados, estas formas gerais da
equação do balanço hidrológico assumem
diferentes formas particulares
(LENCASTRE, 1984).
2.1. Aplicação seqüencial
A técnica mais divulgada da aplicação
seqüencial do balanço hidrológico é
devida a Thornthwaite e Mather e
utiliza a seguinte equação, que pode ser
deduzida a partir da equação 2 do
balanço hidrológico citada:
P − ( ETe + ΔSso ) = R + ΔSs + G + ΔSsso.
(3)
em que: P é a precipitação ETe a
evapotranspiração efetiva; R o
escoamento superficial ; G o escoamento
subterrâneo ; ΔSs, ΔSso e ΔSsso as
variações do armazenamento da água,
respectivamente , à superfície , no solo e
no subsolo. Todos os termos devem ser
expressos nas mesmas unidades de
volume ou de altura de água (volume
/área ) e ser, obviamente , referentes ao
mesmo intervalo de tempo.
A aplicação seqüencial da equação
anterior exige, no mínimo, que se
disponha dos valores da precipitação, P,
da evapotranspiração potencial, ETp,
referentes a cada um dos intervalos, e do
da capacidade utilizável do solo, nu . O
armazenamento de água no solo, Sso, e,
consequentemente, a sua variação, ΔSso,
serão limitados pela respectiva
capacidade utilizável do solo, nu .

A evapotranspiração efetiva, ETe, será igual
a ETp quando não houver limitações de água
para o fenômeno , e a P − ΔSso quando
houver (casos em que ΔSso < 0).
Quanto aos termos do segundo membro da
equação (3 ) , o seu valor poderá ser
determinados em conjunto , a partir dos
valores dos termos do primeiro membro. No
caso de haver conhecimento direto de alguns
termos do segundo membro (normalmente R
e ΔSs ), poderão os restantes ser
determinados por subtração do respectivo
valor total.
Na aplicação da equação 3 há que se distinguir
dois tipos de intervalos de tempo:
−intervalos com superávit hídrico , SH, em
que P ≥ Etp, vindo:
SH = P - (ETp +ΔSso );(ΔSso≥0 ). (4)
−intervalos com Déficit hídrico , DH, em
que P < Etp, vindo :
DH = ETp - ETe = ( ETp + ΔSso ) - P ; (ΔSso < 0).
(5)
dado que :
ETe = P - Δ Sso ; (ΔSso < 0).
(6)
Um conjunto de intervalos seguidos , com
superávit hídrico , define um período úmido
e um conjunto de intervalos seguidos , com
déficit hídrico, define um período seco.
De acordo com a metodologia exposta,
admite-se simplificadamente que durante
um período úmido o aumento do
armazenamento de água no solo é igual ao
excesso da precipitação sobre a
evapotranspiração , ΔSso = P - Etp, até ao
limite da capacidade utilizável do solo, Sso
=nu
Já durante um período seco a diminuição
do mesmo armazenamento não é linear,
devido ao aumento das forças de retenção de
327
água no solo com a sua secagem, tendo
Thornthwaite e Mather proposto a sequinte
equação exponencial :
Sso = nu e L/nu .
(7)
em nu, quando sujeito a uma perda potencial
de água , L.
Esta perda é obtida em cada intervalo de
tempo do período seco (em que P < ETp)
por :
L (i) = ∑ i [ P ( j ) - ETp ( j) ] ; ( L< 0 ).
(8)
j=1
As equações supra citadas serviram de base
para o desenvolvimento do balanço
hidrológico seqüencial mensal proposto
para a região da Mina de Germunde, cujos
resultados se encontram dispostos no anexo
e representados graficamente na Figura 3.
3. Evapotranspiração
Por transpiração entende-se , a perda da
água absorvida pelas plantas que se dá,
principalmente, através dos poros que
existem na parte inferior das respectivas
folhas. A água transpirada é substituída
pela água que as raízes vão buscar ao
solo.
Ao calcular-se a água perdida numa
região revestida por vegetação, é
praticamente impossível separar a
transpiração da evaporação do solo, lagos
e rios. Assim, em termos de balanço
hidrológico, os dois processos devem ser
considerados em conjunto, sob a
designação de evapotranspiração.
Chama-se evapotranspiração potencial ao
valor da evapotranspiração que ocorreria
se não houvesse deficiência de
alimentação em água para o referido
processo.
3.1) Medição da evapotranspiração
potencial

a) Tinas evaporimétricas - As tinas
evaporimétricas são particularmente úteis
para o cômputo da evapotranspiração
potencial . Para tal, é necessário afetar os
valores dados pela tina por coeficientes
que são função do tipo de cobertura do
solo.
b)Lisímetros - A evapotranspiração é
medida diretamente em dispositivos
denominados lisímetros, constituídos por
uma porção de solo que se isolou do seu
conjunto (1 m 3 a 100 m 3 , ou mesmo
mais) e na qual se faz uma cultura.
c)Estudos de campo - Em vez de se
confinar o solo num lisímetro, podem-se
medir as várias componentes do balanço
hidrológico num campo experimental.
Além das formas de medição direta, o
cálculo da evapotranspiração potencial
também pode ser feito pelo balanço
energético ou por fórmulas empíricas,
desde que se disponha de dados para tal.
As fórmulas empíricas mais divulgadas
são as de Penman,Turc,Blaney-
Criddle,Linacre,Bouchet, Christiansen e
Thornthwaite que propõem, cada um,
uma forma particular para a avaliação da
evapotranspiração potencial. Para o
cálculo da evapotranspiração potencial
para a região da Mina de Germunde
adotamos a fórmula de Thornthwaite a
qual descrevemos no item seguinte.
3.2) Cômputo da evapotranspiração
potencial pelo método de Thornthwaite
O método de Thornthwaite baseia-se na
correlação entre a temperatura do ar e a
evapotranspiração potencial, a partir de
grande número de medições das mesmas.
328
Para o aplicar, procede-se do seguinte
modo :
a) Define-se o índice de calor
mensal, j, de cada um dos doze meses
consecutivos do ano, como :
j i = (Ti / 5) 1,5 ; (i = 1,2, ... ,12).
(9)
em que Ti representa a temperatura
média mensal , em ºC, de cada um dos
meses.
b) Define-se o índice de calor
anual, J, como :
12
J = ∑ ji. (10)
i=1
c) A evapotranspiração potencial, Etpo,
num local do equador ( latitude 0, 12
horas de luz por dia ), durante um mês
com a temperatura média T, é dada em
cm por :
ETpo = 1,6 [ 10 x T ÷ J ] a .
(11)
com :
a = 0,49 + ( 17900 J - 77,1 J 2 + 0.675 J 3 ) x 10 -6
(12)
d) A evapotranspiração potencial noutro
local, de latitude ϕ , Etpϕ, obtém -se por
proporção do número de horas de luz do
dia a essa latitude, em relação ao
Equador.
Será :
Etpϕ = K Etpo
(13)
em que K é um coeficiente dado pela
Tabela 1.

Tabela 1. Fatores de Correção para a Evapotranspiração - Potencial Etpo, noutro local, de
latitude ϕ, em relação ao Equador.
Jan Fev Mar Abr Mai Jun Jul Ago Set Out Nov Dez
60ºN 0,54 0,67 0,97 1,19 1,33 1,56 1,55 1,33 1,07 0,84 0,58 0,48
50ºN 0,71 0,84 0,98 1,14 1,26 1,36 1,33 1,21 1,06 0,90 0,76 0,68
40ºN 0,80 0,89 0,99 1,10 1,20 1,25 1,23 1,15 1,04 0.93 0,83 0,78
30ºN 0,87 0,93 1,00 1,07 1,14 1,17 1,16 1,11 1,03 0,96 0,89 0,85
10ºN 0,97 0,98 1,00 1,03 1,05 1,06 1,05 1,04 1,02 0,99 0,97 0,96
20ºN 0.92 0,96 1,00 1,05 1,09 1,11 1,10 1,07 1,02 0,99 0,97 0,96
0º 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00
10ºS 1,05 1,04 1,02 0,99 0,97 0,96 0,97 0,98 1,00 1,03 1,05 1,06
20ºS 1,10 1,07 1,02 0.98 0.93 0.91 0.92 0.96 1,00 1,05 1.09 1,11
30ºS 1,16 1,11 1,03 0,96 0,89 0,85 0,87 0,93 1,00 1,07 1,14 1,17
40ºS 1,23 1,15 1,04 0,93 0,83 0,78 0,80 0,89 0,99 1,10 1,20 1,25
50ºS 1,33 1,19 1,05 0,89 0,75 0,68 0,70 0,82 0,97 1,13 1,27 1,36
4- Descrição do regime hidrológico da
mina de Germunde
4.1 - Considerações gerais
O método de lavra utilizado
(Vide Figura 2), com o abatimento dos
tetos e susceptível de se propagar até a
superfície de modo a ocasionar
subsidências importantes, conduz à
formação de quebras que contribuem
para um acréscimo de infiltração
significativo, especialmente quando
atingem formações quartzíticas com
aqüíferos próprios, bem como zonas do
maciço onde se desenvolveram
desmontes antigos, de modo à
contribuírem para o afluxo à Mina de
caudais elevados. Outro sistema de
falhas com atitude transversal
relativamente às três formações citadas,
também é responsável por caudais de
infiltração importantes, uma vez que se
conjugam com as citadas quebras
superficiais.
A formulação de um modelo
hidrogeológico para o maciço da mina
não constitui tarefa simples, dadas a sua
variabilidade litológica e complexidade
estrutural, embora os principais aspectos
329
da sua constituição possam assim ser
caracterizados:
- A jazida encontra-se
confinada do ponto de vista
hidrogeológico, tendo a muro a brecha
de base e formações do complexo xistograuváquico,
com reduzida
permeabilidade.
- A teto existe a falha de
cavalgamento Ordovícico-Carbonífero,
com formações argilosas de contacto,
aproximadamente contínuas e pouco
permeáveis.
- A NW está localizado o
maciço de proteção do Rio Douro, com
rochas que possivelmente têm
permeabilidade induzida, mas com
tendências auto-colmatantes.
- A SE, pela subida do
Ordovícico no seio do complexo
carbonífero.
- À superfície do terreno, em
conseqüência das condições topográficas
reinantes na bacia hidrográfica e o
estado das formações, devido aos
fenômenos de subsidência na área de
influência dos trabalhos mineiros.
Nestas circunstâncias, os
afluxos de água aos pisos inferiores da

Mina são atribuídos a contribuições
laterais, provenientes dos terrenos
Ordovícicos, progressivamente mais
fraturados em função do avanço
descendente dos trabalhos e a
proximidade dos desmontes. A fonte
principal das águas subterrâneas será,
portanto a resultante das infiltrações das
chuvas, através das rochas fraturadas
sobrejacentes.
Quanto ao Rio Douro, que
constitui o nível de base geral dos
aqüíferos superficiais do maciço da
330
Mina, só nos períodos de estiagem
fornece contributos apreciáveis aos
caudais captados no interior.
Em função dessas considerações e
utilizando a Tabela 2, foi feito o cômputo
da evapotranspiração potencial pelo
método de Thornthwaite para a área da
mina de Germunde e foi calculado o
balanço hidrológico seqüencial mensal,
sendo que os resultados são mostradas
na Tabela 3 e graficamente na Figura 3.
Figura 2 – Estrutura básica da mina de Germunde com indicação dos níveis de lavra
ou pisos e das suas principais estruturas hidrogeológicas.

Tabela 2 - Boletim Meteorológico fornecido pelo Serviço de Meteorologia do Porto
Pressão Temperatura do ar
atmosférica ⎯T (º C) T (ºC) Mês
⎯P (mb) Temperaturas médias
Local nível
mar
9 h 15 h 21 h Mensal MédiaMáx MédiaMin Máx Min
1006,9 1019,1 7,0 12,5 8,6 9,2 13,4 5,0 21,6 -4,1 Jan
1005,8 1018,1 7,5 13,1 9,3 9,6 14,1 5,2 29,0 -3,8 Fev
1003,8 1015,9 10,8 15,4 11,5 12,0 16,5 7,5 27,8 -1,9 Mar
1004,1 1016,1 13,5 17,2 13,2 13,6 18,5 8,8 31,9 0,7 Abr
1004,1 1016,0 16,1 18,8 14,9 15,4 20,1 10,7 34,7 3,4 Mai
1005,6 1017,4 18,9 21,8 17,4 18,3 23,0 13,6 36,7 7,3 Jun
1005,9 1017,0 19,9 23,7 18,7 19,8 24,9 14,8 39,9 8,8 Jul
1005,1 1017,0 19,6 23,9 18,6 19,8 25,0 14,5 39,4 8,8 Ago
1005,8 1017,6 18,0 22,5 17,5 18,7 23,8 13,6 36,8 6,3 Set
1005,7 1017,3 14,9 20,1 15,0 16,4 21,4 11,3 34,4 3,2 Out
1004,9 1017,0 10,4 15,7 11,4 12,4 16,8 7,9 27,7 -1,3 Nov
1007,1 1019,2 7,5 12,8 8,9 9,6 13,7 5,4 21,9 -2,5 Dez
1005,4 1017,4 13,7 18,1 13,8 14,6 19,6 9,9 39,9 -4,1 Ano
Umidade relativa
Nebulosidade
Tabela 2 (Continuação)
Insolação Precipitação Evaporação
do ar ⎯U ( %)
⎯N (0 - 10 )
( I )
( mm )
(mm)
9 h 15h 21 h 9 h 15 h 21 h Total Perc Total Máx Evap. Mês
(%)
diária
87 69 82 7 7 5 136 45 160 64 59 Jan
85 66 82 7 6 5 155 52 138 59 64 Fev
80 64 82 7 7 5 188 51 140 54 85 Mar
74 61 78 6 6 4 249 62 93 65 100 Abr
74 64 80 6 6 5 280 62 89 85 100 Mai
74 64 81 6 5 5 297 66 45 69 104 Jun
74 60 80 5 3 3 336 73 18 43 118 Jul
76 60 81 5 4 3 308 72 28 51 116 Ago
80 62 84 6 5 4 237 63 60 84 96 Set
83 64 86 6 6 5 203 59 114 66 83 Out
86 68 86 7 6 5 149 50 152 101 63 Nov
87 70 85 7 7 5 133 46 155 62 59 Dez
80 64 83 6 6 5 2676 58 1191 101 1047 Ano
Fonte: Serra do Pilar Médias de 1941/1970 (δ = 41º 08’N; λ = 8º 36’w; g = 9,8025 m/s 2
; ΔG= 0 h;
Hs= 93 m; Hb= 100m; ht=1,3m ha= 18,5m; hd= 18,7m)
331

Tabela 3- Balanço hidrológico seqüencial mensal para a Mina de Germunde.
Ítem Jan Fev Mar Abr Mai Jun Jul Ago Set Out Nov Dez Ano
1-P 160 139 140 93 89 45 18 28 60 114 152 154 1192
2-ETp 22 22 40 45 50 90 100 100 95 55 41 30 689
3-P- ETp 138 117 100 48 39 -45 -82 -72 -35 59 111 124 503
4-L ---- ----- ---- ---- ---- -45 -127 -199 -234 ---- ---- ----- -234
5-Sso 100 100 100 100 100 80 35 15 0 59 100 100 -----
6-Δ Sso 0 0 0 0 0 -20 -45 -20 -15 +59 +41 0 0
7-ETe 22 40 40 45 50 65 63 48 75 55 41 30 555
8-DH ---- ---- ---- ---- ---- 25 37 52 20 ---- ---- ---- 134
9-SH 138 117 100 48 39 ---- ---- ---- ---- 0 70 124 636
Legenda:
P - Precipitação (em mm)
Et p - Evapotranspiração Potencial ( calculada pelo Método de Thornthwaite)
L- Perda Potencial de água ( L< 0)
S so - Valores mensais de Armazenamento de água no solo (Sso = n u e L/nu )
Δ Sso - Variações de armazenamento de água no solo (Para capacidade utilizável do solo de 100 mm
( nu = 100)
Et e = Evapotranspiração efetiva
DH = Déficit Hídrico
SH = Superávit Hídrico
Legenda :
Seqüência 1 - Precipitação
Seqüência 2 - Evapotranspiração potencial
Seqüência 3 - Evapotranspiração efetiva
Figura 3 - Representação gráfica do Balanço Hidrológico seqüencial mensal para a
área da mina de Germunde.
4.2- Estimativa do balanço
hidrológico para a mina de
Germunde
a) Cálculo da precipitação
De acordo com os dados
fornecidos pelo Serviço de Meteorologia
do Porto mostrados na Tabela 2 a
precipitação média anual na região da
Serra do Pilar nas proximidades da Mina
de Germunde é de 1200 mm.
A tabela apresenta os valores
de SH = Superávit Hídrico e DH =
Déficit Hídrico claculados par a região da
mina. Baseando-se nessas informações
são feitos os cálculos a seguir.
332
b) Estimativa da entrada de água na
região da mina de Germunde
(Bacia hidrológica)
Precipitação = 1200 mm =
1200 l \ m2 \ ano (*).
Considerando-se que a área
total da bacia hidrológica seja de um
milhão de metros quadrados (segundo
cálculos efetuados) a quantidade total de
água que entrará na bacia hidrológica em
média, por minuto, será de:
SH = 636 l/m2/ano (*) x
1.000.000 m2 / 12x30x24x60=1226
l/min.
Ete = 556l/m2/ano x
l.000.000 m2 / 12x30x24x60=1072 l/min.

c) Estimativa da entrada de água na
bacia hidrogeológica 1
(Bhg1) (Carbonífero)
SH = 636 l / m2 / ano x
366.792 m2 / 12 x30x24x60 = 450 l /
min.
Ete =556 l / m2/ ano (*) x
366.792 m2/ 12 x30x24x60 = 393 l / min.
d) Estimativa da entrada de água na
bacia hidrogeológica dois
(Bhg2) (Xisto fraturado)
SH = 636 l / m2 / ano x
407.547 m2 / 12x30x24x60 = 500 l / min.
Ete =556 l /m2 / ano x
407.547 m2/ 12x30x24x60 = 437 l / min.
e) Estimativa da entrada de água
pelo xisto intacto
SH = 636 l /m2 / ano x
225.667 m2 / 12x30x24x60 = 276 l / min.
Ete= 556 l /m2/ ano x 225.667
m2 / 12x30x24x60 = 242 l / min.
f) Cálculo das permeabilidades para
a mina de Germunde
(Considerando-se uma
secção transversal tal qual a Figura 2 e
dados de caudal fornecidos pelo
Departamento Técnico da Mina de
Germunde)
V1z (1º Piso) = 200 m / 60 dias =...=
3,3 m/dia
V2z (2º Piso) = (250 - 200) m / (75 -
60) dias...= 3,3 m/dia
V3z (3º Piso) = (300 - 250) m / (90 -
75) dias...= 3,3 m/dia
Vup (último piso) = (550 - 300) m /
(180 - 90) dias...= 2,7 m /dia
Pela Lei de Darcy V = K x i
Onde:
V = velocidade de escoamento
K = coeficiente de condutividade
hidráulica
333
i = gradiente Hidráulico
Considerando-se a velocidade de
escoamento vertical e o gradiente
hidráulico igual à unidade:
V= K. 1 → V = K, então:
K1z = K2z = K3z = 3,3 m/dia e Kup
(último piso = 2,7 m/dia)
g) Cálculo da permeabilidade para
uma secção longitudinal
no Carbonífero fraturado
Considerando-se que o
coeficiente de condutividade hidráulica
seja 3,3 m/dia e um valor de 0,07 para o
gradiente hidráulico da secção
longitudinal conforme dados fornecidos
pela mina temos que:
V = K.i
Vz = 3,3 m/dia x 0,07 = 0,23 m/dia
Para camadas sobrepostas de
diferentes materiais a condutividade
hidráulica vertical equivalente (Keqy) é
condicionada sobretudo pela camada
mais impermeável, ao passo que a
horizontal o é pela camada mais
permeável.
Assim sendo, mesmo que o
xisto fraturado apresente uma alta
permeabilidade vertical, ou seja, cerca de
10,00 m/dia, a presença de uma camada
bem mais impermeável como a do
carbonífero fraturado afetará
substancialmente o valor da
permeabilidade equivalente vertical que
deverá situar-se entre o valor mínimo
(0,1 m/dia) e o valor máximo (10,0
m/dia) tendendo a aproximar-se mais do
valor mínimo.
Desse modo a permeabilidade
equivalente vertical (ky) estará muito
condicionada à permeabilidade camada
do Carbonífero fraturado enquanto que as
permeabilidades equivalentes horizontal
(kx) e longitudinal (Kz) poderão estar

mais condicionadas à permeabilidade da
camada do xisto fraturado.
h) Estimativa da permeabilidade dos
diversos materiais constituintes do
maciço rochoso para a região da mina
de Germunde
Procuramos (com dados
concretos) uma estimativa mais realística
dos valores dos coeficientes de
permeabilidade. Para o cálculo dos
coeficientes de permeabilidade dos pisos
da mina conforme o itens f) e g) (K1 (lº
piso), K2 (2º piso)....... Kup (último
piso), foram feitas estimativas baseandose
nas curvas de pluviosidade e de
caudais afluentes fornecidas pelo
Departamento Técnico da Mina de
Germunde.
Os valores dos coeficientes de
permeabilidade obtidos por referências
bibliográficas (DUNN, 1980;
VUTUKURI, 1986; GAMA, 1994)
foram os seguintes:
Valor mínimo Valor máximo
Xisto………. 0,1 m / dia 0,3 m /dia
Carbonífero.. 0,001 m / dia 0,1 m / dia
Carbonífero fraturado
…………......0,1m/dia 10,0 m / dia
Xisto fraturado
..................... 1,0m/dia 1000,0 m / dia
Baseando-se nos valores de
permeabilidade acima calculados (item
f), nos valores de permeabilidade
supracitados e nos resultados dos ensaios
de permeabilidade obtidos através
relatórios dos estudos de infiltração de
águas do Rio Douro, realizados em 1985
pela Empresa de Sondagens e Fundações
Teixeira Duarte, foram feitas algumas
estimativas da permeabilidade dos
334
materiais constituintes da região da Mina
de Germunde, procurando-se alcançar o
meio contínuo equivalente (meio
contínuo poroso isotrópico)
correspondente ao estado real. Tais
valores são apenas indicativos dos
valores reais de permeabilidade, tendo
em vista que dado à insuficiência de
dados e à complexidade da questão,
muito mais não se pode fazer. Os valores
médios dos coeficientes de
permeabilidade estimados para os
diferentes materiais constituintes da
região da Mina de Germunde são os
seguintes:
Xisto
.............................................0,10 m/dia
Carbonífero
.............................................0,07 m/dia
Carbonífero
fraturado...............................3,00 m/dia
Xisto
fraturado.............................10,00 m/dia
4.3 Balanço hidrológico e
análise dos resultados
Considerando-se os cálculos
realizados no item 4.2 chega-se a um
valor de precipitação média anual de
1780 l/min afluente apenas e
respectivamente no Carbonífero e no
Xisto Fraturado que entendemos, seriam
as litologias condicionadoras do regime
de circulação das águas no interior da
mina.
Desse total 843 l/min vão para
o Carbonífero e 937 l/min vão para o
Xisto fracturado.
Dos 843 l/min que vão para o
Carbonífero 393 l/min são submetidos à
evapotranspiração e 450 l/min seguem
adiante. Desses 450 l/min 107 l/min
deixam o Carbonífero por escoamento
superficial e 343 l/min infiltram-se
através da mina, passando pelos níveis

135, 85 e 35, até atingir o 1º Piso (Vide
Figura 2). No 1º Piso da mina são
bombeados 145 l/min e os restantes 198
l/min infiltram-se através do 2º piso. Dos
198 l/min, 130 l/min infiltram-se e 68
l/min são bombeados. Dos 130 l/min que
chegam ao 3º Piso, 38 l/min são
bombeados no 3º e os restantes 92 l/min
infiltram-se sucessivamente nos pisos
abaixo. No 4º Piso tem-se a entrada de
220 l/min proveniente das furações feitas
no teto do 4º Piso. O total de água
proveniente do 4º Piso que será
bombeada corresponderá portanto à soma
dos 220 l/min devidos às infiltrações
provenientes do xisto fraturado e mais 49
l/min devidos às infiltrações no
carbonífero, o que representará um total
de 269 l/min.(h). No 5ª Piso (i) serão
bombeados 43 l/min provenientes das
infiltrações do carbonífero não havendo
praticamente infiltrações devidas ao
ordovícico. No 6º Piso são bombeados
em média cerca de 44 l/min sendo que
esta água é proveniente das infiltrações
Referências Bibliográficas
335
do ordovícico fraturado. O mesmo que
acontece no 6º piso ocorre no 7º e 8º
pisos, com os valores bombeados
respectivamente de 280 l/min e 74 l/min.
O total de água devida ao
escoamento subterrâneo no interior da
mina foi avaliado em aproximadamente
1000 l/min considerando-se, como nos
demais casos, a média anual. A água das
infiltrações no xisto fraturado é
proveniente de três fontes principais
(CURI, 1995):
1ª) Água devida às infiltrações
na própria bacia hidrogeológica do xisto
fraturado.
2ª)Idem 1ª), entretanto com a
água devida ao escoamento superficial no
Carbonífero.
3ª) Água devida aos escoamentos
superficiais, de sub-superfície e
subterrâneos no xisto intacto e que de
alguma forma alcançam o xisto fraturado.
Arrais, M.C; Gaspar, A.F; Barriga, J.P; Bravo, P. Gama, C.D. “Impacts caused by mining
subsidence in the Germunde coal mine ”. Relatório interno. Empresa Carbonífera Douro. Castelo
de Paiva. Portugal. 1994.
Curi, A. Tese de Doutoramento. Análise e Mitigação do Impacto Ambiental Causado pela
Subsidência devido a Minas Subterrânea. Instituto Superior Técnico.Universidade Técnica
de Lisboa. Lisboa.1995.
Lencastre.A, Franco.F.M. Lições de Hidrologia.Universidade Nova de Lisboa. Faculdade
de Ciências e Tecnologia da U.N.L. Lisboa. Março,1984.
Relatórios Internos com resultados dos ensaios de permeabilidade obtidos através de
estudos de infiltração de águas do Rio Douro, realizados em 1985 pela Empresa de
Sondagens e Fundações Teixeira Duarte

Relatórios Internos da Companhia Carbonífera do Douro contendo elementos e dados para
os estudos de Hidrologia. Castelo de Paiva. Portugal.1993.
Dunn. I. S, Anderson. L. R, Kiefer. F. W. “Fundamentals of Geotechnical Analisys”.pp.45. 89,
1980.
Gama, C. D - sexto Relatório de Progresso. " Trabalhos superficiais e subterrâneos para minimizar
os efeitos das subsidências no Couto Mineiro do Pejão“. ADIST. IST. Lisboa,1994a.
Gama, C. D. Quinto Relatório de Progresso. “Trabalhos Superficiais e Subterrâneos para
Minimizar os Efeitos das Subsidências no Couto Mineiro do Pejão”. ADIST. I.S.T.Lisboa. Jan,
1994b.
Vutukuri, V.S.; Lama, R.D. “Environmental Engineering in Mines”. pp.344. Cambridge
University. U.K. 1986.
336

precipitação
média anual
1780 l/min
937 l/min(b)
Xisto
fraturado
393 l/min
74 l/min
74
l/min
8º Piso
843 l/min
Carbonífero
343
l/min)
infiltra
m-se
através
450
l/min
(I)
280 l/min
280l/m
in
7º Piso
Legenda : I – infiltração ; E – Escoamento; E- Evapotranspiração; B-bombeamento
Figura 4 - Regime hidrológico da mina subterrânea de Germunde baseando-se
em dados fornecidos pela mina (médias anuais de bombeamento das águas nos pisos),
cálculos efetuados e considerando-se as Figuras 1 e 2. Valores médios anuais em
l/min (litros por minuto).
337
393 l/min (Et )
107 l/min
(E)
198 l/min
(I)
1º Piso
entrada de 220 l/min
44 l/min
44l/mi
n
6º Piso
145 l/min
130
l/min
(I)
68 l/min
92 l/min
(I)
3º Piso
43
l/min
5º Piso
38 l/min
269 l/min
(B)
269l/m
in
4º Piso
43 l/min (B)

338

O REBAIXAMENTO DO NÍVEL D’ÁGUA NA
MINERAÇÃO A CÉU ABERTO NO BRASIL E
SUAS IMPLICAÇÕES SÓCIO-AMBIENTAIS
EL DESCENSO DEL AGUA EN LA MINERÍA A
CIELO ABIERTO EN BRASIL Y SUS
IMPLICACIONES SOCIALES Y AMBIENTALES
JOSÉ FERNANDO MIRANDA
Professor do DEMIN/EM/UFOP - email: j.miranda@demin.ufop.br
HERNANI MOTA DE LIMA
Professor do DEMIN/EM/UFOP - email: hernani.lima@ufop.br
SAMUEL OLIVEIRA LAMOUNIER
Discente de graduação do DEMIN/EM/UFOP - email: smlamounier@yahoo.com.br
RESUMO
À medida que a lavra de mina a céu aberto avança, o aprofundamento da escavação
pode interceptar o nível do lençol freático. Neste caso, a água armazenada no
aquífero invadirá a escavação impossibilitando a continuidade das atividades
mineiras. Para viabilizar a continuidade das operações mineiras necessárias ao
aproveitamento da porção do corpo mineral que continua nas cotas inferiores a do
nível freático, a operação de rebaixamento do nível d’água torna-se fundamental.
A operação de rebaixamento do nível freático é feita pela instalação de uma bateria
de poços, que operando em conjunto, possibilita o rebaixamento necessário do
nível d’água, de forma a não comprometer as operações de lavra. Dependendo da
área de influência do empreendimento mineiro, transtornos sócio-ambientais
devido à interferência no regime hídrico regional, podem ocorrer caso não sejam
observadas as normas técnicas de instalação e operação e os regulamentos
ambientais pertinentes.
Constata-se assim, a importância da técnica de rebaixamento do nível freático na
mineração a céu aberto, para a plena continuidade da explotação mineral, desde que
observadas às implicações ambientais decorrentes desta operação nas áreas de
influência direta e indireta do empreendimento minerário, visando à prevenção de
danos ambientais.
Neste contexto, o presente trabalho discorre sobre a instalação e operação de poços
de rebaixamento de águas profundas no Brasil, bem como as implicações técnicas,
ambientais e legais deste dispositivo para viabilizar a explotação mineira.
339

Palavras-chaves: rebaixamento do nível freático, explotação mineral, operações
mineiras, legislação ambiental.
RESUMEN
Con los avances de la minería a cielo abierto, las excavaciones pueden interceptar
el nivel del agua subterránea. En este caso, el agua almacenada en los acuíferos
invadirá la excavación imposibilitando la continuidad de las actividades mineras.
Para permitir la continuación de las operaciones mineras de forma a permitir la
continuidad de la minería de la parte del yacimiento en las profundidades de que
continúa por debajo del nivel freático, la operación de bajar el nivel del agua se
convierte en crucial.
La operación de reducción de la capa freática se hace mediante la instalación de
una batería de pozos que trabajando juntos, permite la reducción del nivel de agua
necesario, a fin de no comprometer las operaciones mineras.
Dependo de la área de influencia de la empresa minera, los trastornos sociales y
ambientales debido a la interferencia en el régimen hidrológico regional pueden
ocurrir si no están sujetos a las normas técnicas para la instalación y operación y las
regulaciones ambientales relevantes.
Hay, pues, la importancia de la técnica de reducción de la capa freática en la
minería a cielo abierto, continuo para la plena explotación del mineral, donde se
encuentran las implicaciones ambientales resultantes de esta operación en las áreas
de influencia directa e indirecta de la empresa minera, destinado a prevención del
daño ambiental.
En este contexto, este documento aborda la instalación y operación de pozos de
reducción de aguas profundas en Brasil, así como las implicaciones técnicas,
ambientales y legales de este dispositivo para permitir la explotación de
yacimientos minerales.
Palabras clave: bajar el nivel freático, explotación minera, la legislación
ambiental.
1. INTRODUÇÃO
A água é o bem mineral mais importante
existente em nosso planeta. Ela, além de
possibilitar a existência de várias formas
de vida, também é um insumo
340
indispensável à maioria dos
empreendimentos industriais e agrícolas.
Com a indústria mineral não é diferente,
o seu uso é essencial nas operações de
beneficiamento de minério. Entretanto, a
água algumas vezes pode ser um fator

complicador ou mesmo inviabilizador
das operações mineiras necessárias ao
aproveitamento industrial de uma jazida.
Isso ocorre quando o corpo mineral a ser
lavrado ultrapassa, em profundidade, o
nível freático e a água armazenada no
aqüífero começa a fluir e se acumular no
fundo da cava da mina.
Outros problemas causados pela água na
cava incluem o atolamento de
equipamentos de escavação e transporte e
o aumento do custo de transporte, maior
custo de desmonte dada a necessidade de
uso de explosivos especiais, maiores
custos de manutenção de estradas da
mina e locais de escavação, redução da
vida útil dos pneus de caminhões fora de
estrada, perda de produção, riscos de
acidente com cabos energizados,
ambiente insalubre de trabalho devido a
alta umidade, instabilidade de taludes
com riscos de acidentes pessoais ou
materiais, impedimento de acessos em
razão de possíveis inundações e maior
custo de capital em equipamentos
especiais (ANA, 2006).
Para que o empreendimento mineiro não
seja inviabilizado por altos custos
operacionais ou mesmo por inundação
das frentes de lavra, há a necessidade de
se implantar um sistema capaz de
explotar uma vazão de água maior que a
capacidade de recarga do aquífero, para
que, dessa forma, o nível d’água assuma
cotas inferiores a do nível freático
possibilitando a continuidade das
operações de lavra.
Isto pode ser feito através da instalação e
operação simultânea de uma bateria de
poços tabulares profundos, que utilizam
bombas capazes de transferir a água
armazenada no aquífero para outros
locais. Entretanto, apesar de permitir o
341
aproveitamento da porção do corpo
mineral situado abaixo do nível freático,
este sistema tem custos de instalação e
operação altos, o que resulta num
aumento direto do custo de produção do
minério, fato que deve ser levado em
conta no plano de aproveitamento
econômico da jazida.
Além dos aspectos técnicos e econômicos
considerados para a implantação e
operação deste dispositivo, os aspectos
sócio-ambientais e legais não podem, de
forma alguma, serem negligenciados.
Dentro da área de influência do
rebaixamento do nível freático,
problemas como subsidência do terreno,
redução parcial ou total da vazão de
nascentes, inviabilização de outros
empreendimentos industriais, agrícolas,
ou até mesmo do abastecimento de
cidades e comunidades dependentes do
aquífero a ser rebaixado, podem ocorrer
se as normas técnicas e ambientais
pertinentes não forem respeitadas. Por
isso é importante a realização de estudos
hidrogeológicos e geotécnicos confiáveis,
estudos sobre possíveis impactos desta
operação em outras atividades
dependentes deste aquífero, a instalação
de piezômetros para monitoração do
nível d’água e monitoração de nascentes
afetadas, para que o empreendimento não
seja responsabilizado nem penalizado por
problemas sócio-ambientais resultantes
de um projeto mal elaborado.
Com o intuito de mitigar os transtornos
sócio-ambientais causados por esta
operação indispensável ao
aproveitamento econômico mineral em
várias minas a céu aberto, apresentam-se
discutem-se aspectos técnicos, sócioambientais,
legais e estudo de caso, em
que uma mina realizou o rebaixamento

sem agredir de forma irreversível e
impactante o meio ambiente e
comunidades vizinhas ao
empreendimento.
2. REBAIXAMENTO DO NÍVEL
D’ÁGUA
O rebaixamento de aquífero pode ser
praticado através de uma bateria de poços
tubulares que, operando
simultaneamente, retiram do aquífero, na
área a ser lavrada, um volume d’água
superior a sua capacidade de recarga.
Um poço tubular operando sozinho
provoca sobre o aquífero um
rebaixamento (s) que varia ao longo do
raio de influência (R) do cone de
rebaixamento que este provoca. O
rebaixamento é tanto maior quanto mais
342
próximo ao poço bombeado e tanto
menor quanto mais afastado deste. Em
um ponto qualquer fora do raio de
influência o aquífero não sofre mais
interferência em seu nível freático em
consequência do bombeamento do poço.
Logo, para se rebaixar o nível freático de
uma área grande observa-se a
necessidade de mais poços de
bombeamento.
Segundo Feitosa e Manoel Filho (1997),
considerando-se dois poços próximos
sendo bombeados simultaneamente, cada
um deles sofrerá um acréscimo de
rebaixamento (interferência) devido a
expansão do cone de depressão do outro
poço, conforme ilustrado na figura 2.
Numa bateria de poços, cada poço sofrerá
a influência de todos os outros.
Figura 1: Poço Bombeado num aquífero livre. Fonte: Feitosa e Manoel Filho, 1997.

Figura 2: Interferência múltipla entre poços. Fonte: Feitosa e Manoel Filho, 1997.
O rebaixamento (s) num ponto qualquer, será o somatório dos rebaixamentos provocados por cada
um dos poços de bombeamento, como mostrado a seguir:
onde:
Qi = vazão de bombeamento do poço i;
ri = distância do ponto de rebaixamento si
ao centro do poço i;
ti = tempo de bombeamento do poço i;
Z = função do poço para o respectivo
aqüífero.
343
Ainda, segundo Feitosa e Manoel Filho
(1997), com base neste princípio e
considerando uma bateria de poços em
operação, a metodologia para a
determinação do rebaixamento total e das
interferências existentes em cada poço é
a seguinte:
• Construir uma matriz de distância dos
poços da bateria, tal como ilustrado
abaixo:

P1 P2 P3 P4 . . . Pn
P1 r11 r12 r13 r14 . . . r1n
P2 r21 r22 r23 r24 . . . r2n
P3 r31 r32 r33 r34 . . . r3n
P4 r41 r42 r43 r44 . . . r4n
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
Pn rn1 rn2 rn3 rn4 . . . rnn
Figura 2. Matriz de distância dos poços da
bateria. Fonte: adaptado de Feitosa e
Manuel Filho, 1997.
• Utilizando as fórmulas específicas
para cálculo de rebaixamento, em função
do tipo de aquífero em questão, construir
uma matriz de rebaixamentos, como
mostrado a seguir:
Figura 3: Matriz de rebaixamentos.
Adaptado de Feitosa e Manoel Filho, 1997.
• O rebaixamento total em cada poço (st
Pi), será o somatório do rebaixamento no
próprio poço bombeado (sii) com as
interferências existentes, representadas
pelos rebaixamentos causados por todos
os outros poços da bateria (sni - sii).
Ressalta-se que as equações utilizadas
para o cálculo de rebaixamento diferem
entre si em função do aquífero (se livre
ou confinado; granular, cárstico ou
fissural).
.
.
.
.
.
.
.
.
.
344
3. ASPECTOS LEGAIS NO BRASIL
A operação de rebaixamento de aquífero
é regulamentada. Os procedimentos
legais para a permissão da instalação e
operação destes não devem ser
ignorados, visto que a partir Lei 9433, de
1997, a água é um bem de domínio
público.
A Lei Federal nº 9433, de 1997, instituiu
a Política Nacional de Recursos hídricos,
baseada nos seguintes fundamentos:
I. a água é um bem de domínio público;
II. a água é um recurso natural limitado,
dotado de valor econômico;
III. em situação de escassez, o uso
prioritário dos recursos hídricos é o
consumo humano e a dessedentação de
animais;
IV. a gestão de recursos hídricos deve
sempre proporcionar o uso múltiplo das
águas;
V. a bacia hidrográfica é a unidade
territorial para a implementação da
Política Nacional de Recursos Hídricos e
atuação do Sistema Nacional de
Gerenciamento de Recursos Hídricos;
VI. a gestão dos recursos hídricos deve ser
descentralizada e contar com a
participação do Poder Público, dos
usuários e da comunidade.
E com os seguintes objetivos:
I. assegurar à atual e às futuras
gerações a necessária disponibilidade de
água, em padrões de qualidade
adequados aos respectivos usos;
II. a utilização racional e integrada
dos recursos hídricos, incluindo o
transporte aquaviário, com vistas ao
desenvolvimento sustentável;
III. a prevenção e a defesa contra
eventos hidrológicos críticos de origem
natural ou decorrentes do uso inadequado
dos recursos naturais.

E criou cinco instrumentos utilizados
para alcançar os objetivos propostos por
ela. Destes cinco, abordaremos dois: a
outorga dos direitos de uso de recursos
hídricos e a cobrança pelo uso de
recursos hídricos.
De acordo com ANA (2007) a
determinação das águas como sendo de
domínio público gerou a necessidade da
utilização de uma forma de autorização
do Estado para uso desses recursos
hídricos por terceiros. Essa forma de
autorização é apresentada na Lei Federal
nº 9.433 por meio do instrumento de
outorga de direito de uso de recursos
hídricos.
Ao Conselho Nacional de Recursos
Hídricos (CNRH) cabe estabelecer os
critérios gerais para a outorga de direito
de uso de recursos hídricos bem como a
cobrança por seu uso. O inciso I do art. 2
da Resolução CNRH nº 29, de Dezembro
de 2002, estabelece, para a atividade
minerária, a captação d’água com a
finalidade de rebaixamento de nível
d’água, como uso de recurso hídrico
sujeito a outorga.
A Constituição Federal de 1988
estabelece dois domínios para os corpos
de água: o da União e os dos estados
(ANA, 2007). Águas subterrâneas, de
acordo com o inciso I do art. 26 da
Constituição Federal de 1988, são de
domínio dos estados. Então cabem as
autoridades outorgantes dos Estados e do
Distrito Federal emitir as outorgas de
direito de uso de recursos hídricos para a
operação de um dispositivo de
rebaixamento de nível d’água.
O instrumento de Cobrança Do Uso de
Recursos Hídricos, de acordo com o art.
19 da Lei Federal 9.433, de 1997,
345
objetiva: reconhecer a água como bem
econômico e dar ao usuário uma
indicação de seu real valor, incentivar a
racionalização da água e obter recursos
financeiros para o financiamento dos
programas e intervenções contemplados
nos planos de recursos hídricos.
Ainda, de acordo com o artigo 20 desta
Lei, serão cobrados os usos de recursos
hídricos sujeitos a outorga, nos termos do
art. 12 da mesma.
Para a fixação do valor a ser cobrado,
serão observados: nas derivações,
captações e extrações de água, o volume
retirado e seu regime de variação; nos
lançamentos de esgotos e demais
resíduos líquidos ou gasosos, o volume
lançado e seu regime de variação e as
características físico-químicas, biológicas
e de toxidade do afluente, art. 21 da Lei
Federal 9.433.
A responsabilidade da cobrança pelo uso
de recursos hídricos é da União quando o
recurso hídrico sujeito a outorga é de
domínio da União, cabendo a Agência
Nacional de Águas implementar a
cobrança e de responsabilidade dos
Estados quando o recuso hídrico sujeito a
outorga é de domínio do Estado, cabendo
aos Órgãos Gestores Estaduais
implementarem a cobrança.
Por serem de domínio dos Estados, às
águas subterrâneas, de acordo com o
inciso I do art. 26 da Constituição
Federal de 1988, a cobrança pelo uso de
recursos hídricos na operação de
rebaixamento de nível d’água, é de
competência dos Estados e do Distrito
Federal.
Deste modo, é importante que os Estados
sejam competentes e eficientes no uso

destes instrumentos, para que os recursos
hídricos sejam aproveitados de forma
sustentável impedindo que outras
atividades econômicas já existentes e o
abastecimento urbano não sejam
prejudicados por um projeto de
rebaixamento de nível d’água planejado
fora dos parâmetros admissíveis àquele
aquífero.
4. Aspectos Sócio-Ambientais
A mineração é uma atividade
indispensável. É um setor industrial
responsável pelo fornecimento de insumo
para diversos seguimentos industriais e
essenciais para a sociedade moderna.
Esta atividade indispensável à sociedade,
por vezes é considerada uma atividade
problemática e causadora de grandes
impactos ambientais e conflitos sociais.
Imagem difundida e originada de um
tempo onde a legislação arcaica e a falta
de preocupação com questões sócioambientais
geraram impactos sérios.
Em termos gerais, os maiores problemas
ambientais não se devem à mineração
moderna, que dispõe de meios técnicos e
recursos para controlar e minimizar os
impactos gerados por suas atividades, de
acordo com as legislações ambientais e
atendendo às expectativas e
reivindicações das populações locais
(CETEM/MCT, 2007).
Ainda segundo, CETEM/MCT (2007), o
interesse de harmonizar a exploração dos
recursos naturais com a preservação da
natureza tem crescido de modo
expressivo nos últimos anos entre as
empresas do setor mineral. Esta nova
forma de pensar e agir não são mais
apenas fruto de pressões exercidas pelas
346
autoridades: é uma ação própria, que
reflete a inserção deste setor empresarial
na expectativa da sociedade.
Nesse contexto, o rebaixamento do nível
d’água como parte das operações
necessárias a explotação mineral, deve
considerar os impactos ambientais e
sociais que podem ser gerados durante
sua operação.
O rebaixamento de nível freático pode
causar subsidência do terreno, redução
parcial ou total da vazão de nascentes,
inviabilização de outros
empreendimentos industriais, agrícolas,
ou até mesmo do abastecimento de
cidades e comunidades dependentes do
aquífero a ser rebaixado.
Dentre problemas causados pela
subsidência da superfície podemos citar:
trincas, deformações e até destruição de
edificações, alteração no fluxo natural de
água, tanto superficial como subterrânea.
A diminuição da vazão de nascentes,
córregos e rios, podem comprometer o
abastecimento humano e outras
atividades econômicas dependentes
destas águas superficiais.
Figura 4. Representação esquemática da
diminuição da vazão de água em um canal.
No planejamento desta operação, devem
ser considerados todos estes riscos.
Estudos hidrogeológicos e geotécnicos
devem ser realizados. Devem ser
observados, pelos órgãos outorgantes, os
usos de recursos hídricos de outros

empreendimentos e comunidades já
existentes dentro da área de influência do
rebaixamento, para que transtornos
sociais e ambientais como os
supracitados não ocorram.
É importante considerar que existem
muitas formas de se viabilizar um
rebaixamento de nível freático em
harmonia com a comunidade vizinha e o
meio ambiente. Segundo ANA (2006), os
aqüíferos, no ambiente da mineração, são
semelhantes àqueles que, em muitas
ocasiões, são objeto de bombeamento
para atender as demandas de água para
abastecimento urbano, agrícola e
industrial. Ainda, de acordo com ANA
(2006), quando isso acontece, é
necessário empregar a técnica de
drenagem preventiva em avanço (DPA)
que, de uma forma simplificada, consiste
em se extrair água do aquífero em setores
afastados a certa distância da lavra, de
maneira que essas águas não sejam
afetadas pelas operações da mina.
Dessa forma, consegue-se rebaixar o
nível piezométrico, podendo-se obter ao
mesmo tempo, uma água ótima para
atender às demandas das operações da
mina e a abastecimentos quaisquer. O
que se torna um importante ativo que
pode ser integrado à gestão de recursos
hídricos, (ANA, 2006).
5. Estudo de Caso: Mina de Ferro de
Capão Xavier
Essa mina, com reservas exploráveis de
140 milhões de toneladas de ferro de alto
teor, está localizada no Quadrilátero
Ferrífero, no estado de Minas Gerais, a
montante das captações para
abastecimento urbano, e junto a uma
mata tropical protegida. Tudo isso
obrigou que fosse feito um planejamento
347
de lavra muito cuidadoso para a
preservação dos recursos hídricos e
ambientais com o objetivo de minimizar
o impacto da drenagem da mina e
conseguir melhoras nas condições de
gestão do aquífero.
Isso foi conseguido após um trabalho
muito detalhado, com a compilação e o
estudo de todas as informações
meteorológicas, hidrológicas, geológicas
e hidrogeológicas, que nos permitiram
projetar os critérios de proteção
hidrológica, mediante um sistema de
drenagem preventiva em avanço (dez
furos de drenagem e dezenas de
piezômetros de controle), tudo isso
sujeito a uma minuciosa normativa de
controle e acompanhamento para
compatibilizar a lavra da mina com o
abastecimento da cidade.
A atuação foi focalizada em
compatibilizar a drenagem com a
manutenção da qualidade da água
captada para o abastecimento da cidade
de Belo Horizonte, incrementando as
condições de garantia de fornecimento,
otimizando a gestão hídrica,
especialmente importante em uma área
com pluviometria muito irregular,
variando entre menos de 500 mm e mais
de 2880 mm/ano, com possibilidade de
contribuir, com um ambiente lacustre
para a biodiversidade da região.
Dessa forma, foi programada toda a
atividade da mineração, desde seu início,
para se dispor, ao término da vida da
mina, de um lago na cava final (60
milhões de metros cúbicos de
capacidade), com água de qualidade, que
contribuirá para a biodiversidade dessa
área e melhorará a paisagem.

A esse respeito, foram realizados estudos
detalhados para evitar eutrofização e a
salinidade das águas completados com o
desenho de um sistema de gestão
ambiental, para garantir os objetivos
propostos e, especialmente, os efeitos
positivos sobre os recursos hídricos.
6. Considerações Finais
O estudo teve como objetivo abordar a
operação de rebaixamento de nível
d’água aplicado à mineração a céu
aberto, apresentando algumas
considerações técnicas e legais, do ponto
de vista da legislação brasileira, e
abordando implicações sócio-econômicas
da operação deste.
De importância indiscutível à mineração,
esta operação pode gerar problemas
7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
348
sócio-ambientais se não for devidamente
planejado e executado.
Entretanto, quando realizados os estudos
necessários, respeitadas às
regulamentações e restrições ambientais,
utilizando-se um corpo técnico
competente no planejamento desta
operação, não só é possível realizar o
rebaixamento, como harmonizar a
extração mineral com a vizinhança e o
meio ambiente. Podendo até, como no
estudo de caso apresentado e em vários
outros casos existentes, ter uma
contribuição social importante,
preservando os recursos naturais e ao
mesmo tempo melhorando a imagem da
empresa perante a sociedade.
1. AGENCIA NACIONAL DE ÁGUAS- ANA - A gestão dos recursos hídricos e a
mineração. Brasília: ANA 2006. 334p.:il.
2. ______ - Diagnóstico da outorga de recursos hídricos no Brasil. Brasília: ANA 2007.
166p. : il. (Caderno de Recursos Hídricos, 4) - ISBN: 978-85-89629-28-7.
3. BRASIL - CONSTITUIÇÃO DA REPÚBLICA FEDERATIVIA DO BRASIL/1988,
disponível em
www.senado.gov.br/legislacao/const/con1988/CON1988_05.10.1988/CON1988.pdf,
acessado em 14/10/2011.
4. BRASIL - LEI FEDERAL Nº 9433/97, disponível em
www.planalto.gov.br/ccivil_03/leis/L9433.htm, acessado em 14/10/2011.
5. CENTRO DE TECNOLOGIA MINERAL Tendências Tecnológicas Brasil 2015: Rio
de Janeiro: CETEM/MCT, 2007. 380 p.: il.
Feitosa, A. C. e Manoel Filho, J. - Hidrogeologia: Conceitos e Aplicações. Fortaleza:
CPRM, LABHID-UFPE, 1997. 412 p: il.

USO DE AGUAS SUBTERRANEAS EN LOS
PROCESOS DE TRATAMIENTO DE MINERALES
Y RELLENO DE GALERIAS EN EL PROYECTO
RIO BLANCO
Dr. JAIME JARRIN JURADO
DECANO DE LA FACULTAD DE INGENIERIA EN GEOLOGÍA MINAS Y PETROLEOS
(RESUMEN --- RESUMO)
Luego de un trabajo intenso de exploración en el ecuador ha establecido algunos
proyectos mineros estratégicos, por lo que en la actualidad el país está listo para
arrancar con una minería extractiva a gran escala, podemos señalar entre los
proyectos más importantes a: Quimsacocha desarrollado por la empresa
IAMGOLD, Río Blanco desarrollado por la empresa IMC, Mirador desarrollado
por la empresa ECSA, Fruta del Norte desarrollado por la empresa KINROSS-
AURELIAM.
349

PROYECTO MINERO SUBTERRANEO EN EL ECUADOR-RIO BLANCO
El proyecto se encuentra ubicado a 3800 m.s.n.m. a una distancia de 65 kilómetros
al noreste de la capital azuaya (Cuenca), dentro de la jurisdicción de la parroquia
Molleturo y dentro del área de amortiguamiento del Parque Nacional Cajas que
forma parte del Sistema Nacional de áreas Protegidas en el Ecuador.
El proyecto Minero está diseñado sobre un depósito hidrotermal de alta ley en vetas
de oro y plata, se ha determinado reservas de 605.000 onzas de oro y 4,3 millones
de onzas de plata contenidas en 2.2. Millones de toneladas (Mt) de 8,8 gr/Ton de y
62 gr/Ton de plata; el proyecto estima un media anual de producción aproximada
de 70000 onzas de oro y 4000.000 onzas de plata.
La explotación se prevé realizar utilizando un sistema de explotación subterráneo,
para lo cual se construirá una galería principal para el acceso, rampas espirales y
galerías secundarías para la explotación subterránea, además se prevé la
construcción de un planta de beneficio en superficie, luego del beneficio del
mineral se pretende construir mineroductos y devolver a la mina los relaves que
serán dispuestos en las zonas explotadas, con este sistema se pretende asegurar un
manejo adecuado de las aguas subterráneas y de los procesos de esta forma se
asegurara que no se descargarán las aguas de los procesos de explotación y
beneficio de minerales a los drenajes naturales en la cuenca del área de influencia
directa, estas condiciones físicas han provocado inconformidades por parte de
ciertas autoridades y comunidades asentadas en la cuenca baja.
El agua subterránea de rio blanco ha sido caracterizada y se encuentra en proceso
de modelamiento, con la finalidad de optimizar el proceso se prevé el uso del 90%
del agua que sale de la mina en la planta de cianuración en un ciclo cerrado,
también se destina esta agua para la mescla de relaves con cemento y la respectiva
reinyección hacia las galerías explotadas.
Para la caracterización de estas aguas se ha procedido con mediciones, muestreos,
caracterizaciones en sitio y correlaciones con la geología e hidrología del área,
gracias a esto se ha podido determinar a detalle las características, físicas, químicas
e hidrogeológicas, con lo que el proyecto Rio Blanco ha podido programar el uso
de estas aguas en el proceso.
RÉGIMEN DE AGUA
350
SUBTERRÁNEA 3
3 EIA PROYECTO MINERO RIO
BLANCO “IMC 2011”

Water Management Consultants (2004)
ha desarrollado un modelo
hidrogeológico para el área de influencia
de la mina en Río Blanco con el
propósito de definir los requisitos de
desagüe de las labores subterráneas. El
modelo hidrogeológico de WMC (2004)
para Río Blanco muestra que el área de
desarrollo de la mina ocupa una posición
más elevada que el nivel freático
permanente. Por lo tanto, predominarán
condiciones no saturadas (esencialmente
secas) de la roca en toda la mina, por lo
que no se requerirá el desagüe de las
labores mineras a gran escala.
El agua subterránea presente en el área de
Río Blanco, mantiene condiciones
variables, cambiando su régimen en las
diferentes épocas climáticas de la región,
se ha podido determinar la posibilidad de
acumulaciones de agua en forma de
bolsonadas que fluyen esporádicamente a
través de las estructuras geológicas
La presencia de grandes volúmenes de
agua subterránea nos conduce a la
búsqueda de alternativas de desagüe que
permitan al operador en este caso
INTENATIONAL MINERALS
CORPORATION, operar sin riesgos a la
integridad física de sus técnicos y
trabajadores y a sus instalaciones y
equipos, así como precautelando la
calidad de agua superficial. Water
Management considera que es probable
que cualquier requisito de desagüe de la
mina inicialmente esté dominado por la
extracción del agua mantenida en
almacenamiento en la red de fracturas,
además de cualquier aporte derivado de
la infiltración o la recarga local que se
produzca a través del tiempo, el caudal
de agua del almacenamiento que ingresa
a las labores mineras descenderá y los
mayores caudales de desagüe que
351
posiblemente se encuentren reflejarán la
recarga a la mina asociada a la
infiltración posterior a eventos o períodos
de precipitación extremos.
PROPUESTA DE DESAGUE
En base a los estudios y modelamiento
realizados por IMC con WATER
MANAGMENT se determinaron los
siguientes valores para el desagüe de
mina:
Roca
meteor
izada
Roca
fresca
Caudales de desagüe basados en el
almacenamiento de agua
Espesor
saturado
(m)
Período
de
desagüe
Coeficien
te de
almacena
miento
220
2,190
Permea
bilidad
(m/d)
Radi
o de
influe
ncia
(m)
Fluj
o de
desa
gue
(l/s)
0.05 0.01 465 2.51
0.0005 0.0005 806 0.37
Roca
fresca
-
Interm
edia
0.001 0.001 1041 1.25
FUENTE EIA PROYECTO RIO BLANCO IMC
2011
Desagüe de la recarga de agua
subterránea
WMC (2004) realizó una estimación de
los requisitos máximos de desagüe de la
mina basándose en la mayor recarga de
agua subterránea teóricamente plausible
hacia el área de captación en la cual
estará ubicada la mina propuesta
utilizando el criterio básico de que el área
de captación superficial contribuye a la

ecarga junto con un valor para la
precipitación efectiva. La mina estará
ubicada en el sector alto sobre los 3580
msnm. Y el drenaje se realizaría hacia la
Quebrada Migsihuigsi
Según datos tomados de precipitación en
el área, se muestran los datos de
caudales de recarga de agua subterránea
pronosticados en milímetros para meses
seleccionados que para este caso son los
meses de febrero a abril.
El máximo caudal de recarga para un año
promedio es 2.2 l/s, en tanto que el
máximo caudal para 10 años lluviosos es
3.1 l/s.
Estos valores podrían considerarse
estimaciones conservadoras del requisito
de desagüe de la mina por el hecho de
que es poco probable que sea necesario
desaguar toda la recarga de agua
subterránea desde la mina. Sin embargo,
a pesar de que los contornos del agua
subterránea actualmente reflejan la
topografía de superficie, durante el
desagüe, el área de captación de agua
subterránea podría extenderse más allá
del área de captación de agua superficial,
dependiendo de factores tales como la
interconectividad de la red de fracturas y
la canalización en las fracturas.
Caudales de recarga de agua subterránea
para el sector alto de la cuenca de captación
de agua superficial de la Quebrada
Migsihuigsi
Período de retorno Recarga
(mm)
Flujo de recarga
(l/s)
Feb MarAbrFeb Mar Abr
352
100 años -seco 6.0 4.5 6.1 1.54 1.15 1.57
50 años -seco 6.2 4.6 6.3 1.59 1.59 1.61
Promedio 8.4 5.9 7.8 2.16 1.51 2.01
10 años -húmedo 12.09.6 11.03.09 2.46 2.83
25 años- húmedo 14.011.8 12.83.59 3.02 3.28
50 años- húmedo 15.013.4 14.03.85 3.43 3.59
100 años- húmedo 15.915.0 15.04.07 3.83 3.84
200 años- húmedo 16.616.5 15.94.25 4.24 4.07
500 años-húmedo 17.218.7 16.94.42 4.78 4.33
1,000 años-húmedo 17.620.2 17.64.52 5.19 4.50
Nota: área de cuenca = 62 ha.
Flujo pasante de agua subterránea
WMC (2004) realizó los cálculos de
caudales de desagüe basándose en los
caudales teóricos de flujo pasante de
agua subterránea en las labores mineras
de Río Blanco utilizando la Ecuación de
Darcy:
Los caudales calculados varían entre 11.5
l/s basándose en los valores de
permeabilidad para la roca meteorizada y
0.4 l/s para la roca de caja fresca, con la
situación intermedia entregando valores
de 1.2 l/s.
Basándose en una permeabilidad de la
roca de caja de 0.001 m/d, un radio de
túnel de 2 m, una longitud máxima del
túnel (o agujero largo) en cualquier nivel
de la mina de 300 m y un espesor
saturado de 220 m, se calcula un caudal
de infiltración de 6 l/s. Cabe señalar que
esta ecuación está relacionada con una
situación en régimen estacionario en la
cual el drenaje hacia el túnel no provoca
un descenso del nivel freático.

Método Supuestos
Almacenamiento
de agua
subterránea
Resumen de los caudales de desagüe
• Radio de
influencia de Dupuit-
Forcheimer (ver más
adelante)
• Volumen de
desagüe en cilindro
Recarga • Área de recarga
de agua subterránea
equivalente al área de
captación de agua
superficial
• Toda la recarga
se desagua desde la
Cono de depresión
de Dupuit-
Forcheimer
Flujo pasante de
Darcy
Infiltración al
túnel: régimen
estacionario
mina
Flujo radial
Parámetros de
entrada
• Almacenabilidad: 0.0005 –
0.05
• Espesor saturado: 220 m
• Período de desagüe: 6 años
• Radio de influencia: 465 –
1041 m
• Área de captación: 62 ha
• Caudales promedio de
infiltración de agua subterránea:
5.9-8.4 mm/m
Almacenabilidad: 0.0005 – 0.05
Permeabilidad: 0.0003 – 0.01 m/d
Espesor saturado: 220 m
Recarga: 8.5 – 12 mm/m
Período de desagüe: 6 años.
Flujo de Darcy Espesor saturado: 220 m
Longitud máxima de la mina: 450
m
Permeabilidad: 0003 – 0.01
Gradiente hidráulico: 1
Mantener el espesor
saturado sobre el
túnel
DISEÑO DEL SISTEMA DE
DESAGÜE DE LA MINA
Wardrup (2006) ha diseñado un sistema
recolección y manejo de agua de mina
basándose en un caudal de desagüe
operacional máximo de 15 l/s. Esta cifra
es nominalmente inferior a los 17 l/s
pronosticados por WMC (2004) como el
Radio del túnel: 2 m
Longitud del túnel: 300 m
Permeabilidad: 0.0003 – 0.001
m/d
Espesor saturado: 100-220 m
353
Caudales de
desagüe
calculados
0.4 – 2.5 l/s
1.5 – 2.2 l/s
2.4 – 17 l/s
0.3 – 11.5 l/s
1.5 – 6 l/s
caudal de infiltración máximo teórico.
Sin embargo, se debe señalar que un
componente de cualquier excedente de
agua que ingresa a la mina
necesariamente será utilizado para
reemplazar la demanda de agua dulce
para las operaciones de perforación
subterránea y otros trabajos relacionados.

El sistema de desagüe propuesto para la
mina en Río Blanco se ha diseñado con el
fin de garantizar que el agua que se
infiltra a cada nivel de la mina sea
colectada en canales laterales instalados
en cada nivel.
Estos llegarán a sumideros cercanos al
punto de acceso a cada nivel. Desde los
sumideros, el agua drenará por gravedad
a través de una tubería instalada en el
pique principal hacia una estación de
colección de agua minera principal
ubicada en el nivel 3600 (es decir, la
menor cota de las labores mineras). La
estación de colección comprenderá dos
sumideros de decantación para los
sedimentos suspendidos y un sumidero
de agua limpia. Cada sumidero se
diseñará para almacenar 360 m 3 . Esto es
adecuado para facilitar aproximadamente
6 horas de tiempo de residencia en cada
sumidero bajo condiciones de infiltración
de agua a un caudal de 15 l/s, que
corresponde a la ‘capacidad de diseño’.
La estación de sumideros estará ubicada
en el nivel 3600 a 50 m de su
intersección con el pique. La inclusión
de dos sumideros de agua ‘turbia’
(sedimentadores) facilitará su uso
alternado. Los sedimentos serán llevados
a la superficie para tratamiento en la
planta de proceso para recuperar el oro
residual.
Después del procesamiento, los
sedimentos se enviarán al depósito de
relaves o a la planta de preparación de
pasta de relleno.
El agua clarificada en los sumideros de
‘agua limpia’ podría ser bombeada, en
caso necesario, a través de una tubería de
retorno ubicada en el pique principal para
354
uso en las actividades operacionales
subterráneas rutinarias tales como las
perforaciones. Si el nivel de agua del
sumidero de agua limpia alcanza su
capacidad total, el excedente de agua se
desbordará a través de uno de los dos
sistemas alternativos:
1) Descarga a través de un canal
construido a lo largo del piso de un
socavón de drenaje desde el nivel 3600
hasta una bocamina ubicada en la ladera
de la Quebrada Migsihuigsi. En caso de
utilizar esta opción se construirá un
sistema de tratamiento pasivo para
asegurar que las aguas descargadas
cumplan con los parámetros establecidos
en la normativa ambiental vigente.
2) El bombeo del agua desde los
sumideros a través del pique central hasta
la superficie y luego a la planta de
beneficio.
La selección del sistema mas apropiado
para el manejo de agua de mina durante
eventos de filtraciones extraordinarias se
definirá durante la fase de construcción
del la mina en base de las condiciones
hidrogeológicas observadas en la misma.
SISTEMA DE TRATAMIENTO
PASIVO
PERSPECTIVA GENERAL
En caso de seleccionar la opción de
manejo de agua de mina mediante la
construcción de un socavón en el nivel
3600, esta descarga esporádica
constituirá el único flujo de descarga
hacia el medio ambiente asociado a toda
la operación minera y de proceso de
minerales.
La existencia de un excedente de agua en
la mina (es decir, agua que llega a la

estación de sumideros 3600 que no puede
ser reutilizada para propósitos
operacionales en la mina) será poco
frecuente y estará asociada
exclusivamente a períodos de
precipitación elevada o prolongada.
Basado en los resultados de pruebas de
lixiviación (método de Protocolo de
Lixiviación de Precipitación Sintética de
la EPA norteamericana) efectuadas para
las muestras de roca de caja del sistema
de la veta Alejandra, el agua de contacto
al interior de la mina podría alcanzar un
pH inferior al régimen de pH natural de
la Quebrada Migsihuigsi. Por lo tanto la
selección de la opción de descargar el
agua de mina necesitará su tratamiento
previo a ser devuelta a los cauces
naturales.
Los resultados de las pruebas también
sugieren que el agua minera podría
contener niveles levemente elevados de
elementos tales como el Fe, Mn y Al.
Como medida de contingencia, se
propone, en todo caso, la instalación de
un sistema de tratamiento pasivo
mediante ingeniería.
El sistema de tratamiento pasivo para el
agua minera de Río Blanco se ha
diseñado con el fin de garantizar que toda
agua descargada al medio ambiente
cumpla con todas las normas nacionales e
internacionales pertinentes.
El diseño propuesto se ha sometido a
análisis de desempeño exhaustivos
mediante simulaciones de modelos
computarizados y pruebas piloto. El
proceso de diseño y las especificaciones
finales propuestas para el sistema de
tratamiento pasivo se resumen a
continuación:
355
El sistema de tratamiento para el flujo de
agua minera de Río Blanco está diseñado
para (i) colectar agua minera, (ii) facilitar
el tiempo de residencia adecuado para
remover los sedimentos suspendidos y
(iii) reducir la acidez y los metales. Los
criterios de diseño para el sistema fueron
los siguientes:
El caudal (o rango de caudales)
de descarga previsto para la Mina Río
Blanco, y
La composición química
pronosticada del agua minera.
Se han realizado estimaciones de la
calidad del agua minera a partir de
pruebas de Protocolo de Lixiviación de
Precipitación Sintética (SPLP) realizado
por WMC para una serie de muestras de
material estéril de Río Blanco durante el
período 2004 a 2006 (Informe 3399/R1,
2006, de WMC
COMPONENTES DEL SISTEMA
Colección de agua y remoción de los
sedimentos
La colección y clarificación inicial del
agua de mina se realiza en las labores
mineras en la estación de sumideros
ubicada en el nivel 3600 de la mina. La
estación de sumideros tiene un dimensión
tal de facilitar la retención de agua
durante un período de por lo menos
6 horas en cada uno de los estanques de
sedimentación de agua ‘sucia’ y ‘limpia’.
Celda de tratamiento pasivo
La celda de tratamiento comprende un
dren de caliza que somete a la descarga a
neutralización a través de la disolución
progresiva del carbonato de calcio. El
proceso puede diseñarse de diferentes
maneras para operar bajo condiciones
aeróbicas o anaeróbicas. Los potenciales
beneficios y riesgos asociados a estas
permutaciones se han evaluado en el
contexto de Río Blanco a través de la

modelación simulativa del proceso de
tratamiento en ambos escenarios. En
condiciones aeróbicas, el aumento del pH
derivado de la disolución de la caliza
inhibe la solubilidad del Fe y el Al,
dando como resultado la remoción de
estos metales a través de la precipitación
de los hidróxidos.
Los metaloides tales como el As se
atenúan a través de la adsorción a las
fases precipitadas tales como la
ferrihidrita (FeOH3). Sin embargo, una
excesiva precipitación de metales puede
constituir un problema, porque puede
provocar la encapsulación y reducción de
la reactividad de las superficies de caliza.
También pueden disminuir la
permeabilidad de la matriz debido al
relleno de las cavidades con precipitados
químicos. Para impedir los posibles
efectos negativos de los precipitados de
Fe, convencionalmente se prefieren
configuraciones anaeróbicas de drenes de
caliza para el tratamiento de aguas con
alto contenido de Fe, precipitándose el Fe
y otros metales a través de la oxidación
posterior a la neutralización.
La disolución de la caliza en contacto con
aguas con una química correspondiente a
cada uno de los conjuntos de datos de
SPLP se ha simulado utilizando el
modelo termodinámico PHREEQC
(Parkhurst y Appelo, 1999). Esto se
realizó con el fin de determinar la
factibilidad de la operación de un dren de
caliza en Río Blanco en condiciones
aeróbicas y anaeróbicas y para evaluar la
conveniencia de un diseño de
construcción estándar de la industria en
el entorno de Río Blanco. La cinética de
la disolución de la calcita utilizada en
PHREEQC se basó en las expresiones de
las tasas desarrolladas por Plummer et al.
356
(1978). En la modelación de la
disolución de la caliza utilizando
PHREEQC, se formularon los siguientes
supuestos:
La grava de caliza (100%
calcita) consistiría en partículas con un
diámetro de 5 cm, dando un área
superficial reactiva de 2,500 cm 2 por litro
de solución.
La porosidad del dren de caliza
sería de 30%.
Debido al tiempo de residencia
del agua en la estación de sumideros, se
produciría una operación aeróbica de
dren de caliza con aguas en equilibrio
con la atmósfera (CO2(g) = 10 -3.52 atm y
O2(g)=10 -0.7 atm).
Para simular condiciones
anaeróbicas en un dren de caliza
anaeróbico, se realizaron ejecuciones del
modelo con un potencial redox (Eh) de
alrededor de 30 mV.
La cinética de la disolución de la
caliza se modeló a 10 o C (aproximada a
la temperatura de terreno del agua
subterránea en las cercanías del depósito
mineral de Río Blanco) y a intervalos de
1 segundo para un período de tiempo
total de 300 segundos.
Los resultados muestran que, después de
un tiempo de reacción de 150 segundos,
el pH del agua mineral con un nivel de
pH inicial de

de Fe(III) amorfo o Fe(OH)3. En las
aguas de mina ácidas con una
concentración de Fe disuelto
relativamente alta (~3 mg/l), la cantidad
de ferrihidrita que precipita durante la
disolución de la caliza puede llegar a 5
mg/l. Sin embargo, en aguas de mina
con una concentración de Fe disuelto
relativamente baja (por ejemplo,

• La mayor flexibilidad ofrecida por la
configuración aeróbica con respecto al
sitio, dado que el gradiente será
inherentemente menos crítico para el
desempeño.
Basándose en un caudal de descarga
máximo de 15 l/s para el agua minera, un
tiempo de reacción mínimo de 150
segundos y una porosidad de 0.30 para la
caliza, se requiere un dren con un
volumen mínimo de 7.5 m 3 . Idealmente,
éste debería tener las siguientes
dimensiones: 10 m de largo x 1 m de
ancho x 0.75 m de profundidad.
Inicialmente, el dren se excavará como
una zanja abierta, probablemente
emplazada en el basamento rocoso.
Los requisitos de materiales para el dren
aeróbico son un mínimo de 25 m 2 de
revestimiento de HDPE (como se ilustra
en la Fotografía 3.8) y una masa mínima
de 14.175 t de grava de caliza con un
diámetro de 2 pulgadas. Se garantizará
un contenido de calcita de por lo menos
90%.
Toda el agua tratada llegará inicialmente
a un estanque de retención con una
capacidad de 50 m 3 . Sujeto a la
confirmación previa de que el agua del
estanque de retención cumple con todos
los criterios de calidad de agua
pertinentes, será liberada mediante
drenaje por gravedad a la Quebrada
Migsihuigsi. Si se identifica cualquier
riesgo de incumplimiento, el agua será
bombeada desde el estanque de retención
a través de una tubería de retorno a la
estación de sumideros del nivel 3600.
VIDA OPERACIONAL DEL DREN
La vida útil del dren de caliza aeróbico
dependerá en gran medida del grado de
precipitación de hidróxidos de Fe desde
el agua minera tratada. Se realizará el
358
mantenimiento regular del dren (lavado
mediante presión) para mantener un buen
desempeño y prolongar su vida útil.
Considerando la precipitación
pronosticada de la ferrihibrita desde las
aguas mineras sujetas a la modelación
mediante PHREEQC, el escenario
operacional del peor de los casos podría
involucrar la generación de 790 kg de
precipitado (5 mg/l en 5 l/s) anualmente.
A esta tasa de recubrimiento, la vida
reactiva de la caliza sería del orden de 5
años. Sin embargo, se estima que una
tasa de precipitación más realista es del
orden de 160 kg anualmente (1 mg/l en 5
l/s). En este caso, la vida útil del dren
excedería el período de explotación
proyectado sin la necesidad de reponer la
carga de caliza.
Resumen de las especificaciones de diseño
para las opciones de dren de caliza
Parámetro
Unid
ad
Dren de
caliza
aeróbico
Infiltración de diseño l/s 15 15
Tiempo de residencia
de diseño seg 150 150
Flujo de Darcy l/s 150 7.5
Permeabilidad cm/s 0.1 0.1
Gradiente (hidráulico) m/m 0.2 0.01
Porosidad - 0.3 0.3
Sección transversal m 2 0.75 0.75
Largo m 10 10
Dren de
caliza
anaeróbic
o
Velocidad de Darcy cm/s 0.0667 0.0033
Tiempo de residencia
calculado seg 15000 300000

REQUISITOS DE
ABASTECIMIENTO DE AGUA
PARA LA MINA
Wardrup (2006) calculó el requisito de
agua operacional para las labores de la
Mina Río Blanco basándose en un
desglose detallado de las necesidades
para las actividades especificadas en las
Tablas. Estas tablas presentan cálculos
independientes de los requisitos de agua
durante la explotación en cada una de las
zonas de mineralización de San Luis y
Alejandra.
Fuente
Perforad
oras
Stoper
Perforad
oras
Jackleg
Perforad
oras L/H
Otros
(10%)
Requisitos de agua mina (San Luis)
Canti
dad
Consu
mo de
agua
(l/s)
Tiemp
o de
operac
ión
(horas
por
día)
Consu
mo
(m 3 /dí
a)
5 0.066 8 9.6
5 0.066 8 9.6
2 1.50 16 172.8
0.66 16 38.4
Total 230.4
Requisitos de agua mina (Alejandra)
El requisito máximo diario normalizado
de agua será del orden de 3 l/s, con un
rango de 2.66 a 3 l/s dependiendo de las
áreas que se estén explotando y las
técnicas de explotación específicas
aplicadas en forma rutinaria. Siempre
que sea posible, esta agua se suministrará
total o parcialmente mediante
recirculación de la infiltración natural
que ingresa a las labores mineras y llega
a la estación de sumideros del nivel 3600.
Dada la ocurrencia de condiciones secas
359
previstas en las labores subterráneas
durante largos períodos de operación, se
ha determinado que la demanda de agua
dulce de reemplazo para la mina será en
promedio de 2.88 l/s (aproximadamente
el punto medio entre el valor inferior y
superior de uso diario.
Toda agua dulce requerida en las labores
mineras se obtendrá a partir del estanque
central de almacenamiento de agua fresca
para el Proyecto. Una vez que el pique y
la bocamina estén conectados a través de
la chimenea de aire fresco, el
abastecimiento de agua sin tratar será
transferido a las labores subterráneas a
través de una cañería de 102 mm de
diámetro dentro del pique. Se instalarán
tomas en cada nivel de la mina. Se
requerirán estaciones de reducción de la
presión tipo ‘Shaft’ cada 125 m de
elevación vertical. Esto permitirá la falla
de una estación (posición abierta) sin
sobrepresurizar la estación subyacente.
CONCLUSIONES
El proyecto Río Blanco en la actualidad
ha sido declarado como estratégico para
el estado ecuatoriano, por lo que cuenta
con el apoyo del mismo.
IMC como operadora ha realizado todos
los estudios necesarios para garantizar un
manejo ambiental adecuado, considera un
tratamiento de agua subterránea muy
tecnificado y diseñado específicamente
para esta mina, lo que garantiza a la
empresa, al estado y al ambiente el
menor riesgo de contaminación posible.

360

PROYECTO DE CODIFICACION DE LA
NORMATIVA TECNICO-LEGAL DE SEGURIDAD
Y PROTECCION AMBIENTAL EN LA MINERIA
SUBTERRANEA Y OTRAS EN LOS PAISES
IBEROAMERICANOS.CASO AGUA EN MINERIA
SUBTERRANEA (II)
PROJECTO DE REGULAMENTO DE
CODIFICAÇÃO TÉCNICO-JURÍDICO DE
SEGURANÇA E PROTEÇÃO AMBIENTAL NO PAÍS
MINERAÇÃO SUBTERRÂNEA E DE OUTROS
PAÍSES LATINO-AMERICANOS. ÁGUA EM
MINERAÇÃO SUBTERRÂNEA
(II)
GUILLERMO TINOCO MEJÍA
Ingeniero Industrial. MSc. PhD. Investigador Científico y Asesor de FUNDAGEOMINAS-
Universidad de Oriente
Profesor Postgrado Maestría Recursos Naturales. Minerales e Hídricos. Universidad de
Oriente. Ciudad Bolívar-Venezuela
Email: gtinocom@gmail.com
ANA ROSA FERNÁNDEZ DE TINOCO
Abogada. Especialista Derecho Ambiental y Minero. Investigadora y Asesora de
FUNDAGEOMINAS. Universidad de Oriente. Ciudad Bolívar-Venezuela
Email: anitaftin@hotmail.com
(RESUMEN --- RESUMO)
La ponencia tiene como objetivo el análisis de las regulaciones ambientales mineras de
América, Portugal y España, para integrar los códigos, sus contenidos y facilitar la
interacción de estos reglamentos.
En las Primeras y Segundas Jornadas de la Red Masys-CYTED, presentamos una
ponencia dividida en dos etapas, correspondiente a cada Jornada, acerca de los riesgos
gaseosos en la minería subterránea, los efectos dañinos a la vida, patrimonio minero,
sociedad en general, directos e indirectos, de la inexistencia o no de adecuados controles
normativos técnicos para el control, minimización y reducción de estos gases.
361

Propusimos y recomendamos a MASyS en Lisboa, Portugal, que la Red se abocara a
constituir un Sub- Comité de análisis de la normativa legal de los países que practican la
minería subterránea, en la cual están presentes en niveles de saturación ambiental
cercanos o superiores a los límites máximos permisibles, estos gases.
Esta revisión analítica, debería conducir a un análisis comparado, subregional y luego
global, para proponer a los organismos internacionales, nacionales, multilaterales, de
integración económica, multinacionales, académicos, técnicos, públicos, privados,
laborales, financieros, los organismos técnicos regionales de Naciones Unidas, entre
otros, el establecimiento de límites y normas comunes de aplicación mundial, sujetos a
sanciones internacionales por su inobservancia, como por ejemplo las que se aplican en
relación al uso de la energía nuclear.
Ello implicaría, convocar a una reunión regional de organismos y asociaciones mineras
privadas y públicas, y posterior reunión a nivel de las Naciones Unidas, organismos
regionales u operativos, para convocar a una Conferencia Preparatoria Internacional,
relacionada con dicho objetivo, en la cual MASyS tuviera una participación estelar,
dados sus objetivos y a la altísima calidad profesional de sus investigadores. Esa
Conferencia se traduciría en un Proyecto para un Convenio Marco de Prevención de
Accidentes en Minería Subterránea y la Sustentabilidad de la misma a nivel
Iberoamericano. Asimismo propusimos, por intermedio de las agencias oficiales mineras
de los países miembros de MASyS, solicitar que se insista en una campaña
sensibilizadora de la urgente necesidad de normar una minería subterránea segura y
sustentable.
Sugerimos y recomendamos que esta proposición, una vez aceptada y aprobada por
MASyS, fuera citada en la “Declaración de Lisboa”, y realizar esfuerzos para que dicha
Declaración, llegara a la gran prensa mundial y nacional, regional, académicas y de
publicaciones científicas en los países mineros y de manera preferente en los de los
investigadores miembros de la Red MASyS-CYTED.
También sugerimos y propusimos hacer llegar a los Directorios supra e intra regionales
de Cámaras y Asociaciones Mineras, esa “Declaración de Lisboa” y encargar a los
investigadores en sus respectivos países, de esforzarse por hacer conocer estos esfuerzos,
técnicas y normativas para la reducción al mínimo de las muertes o heridos por
accidentes mineros y los daños patrimoniales y algo de muchísima importancia y de
resaltar: la sustentabilidad de la actividad minera subterránea.
La Red, en su decisión final aceptó esta sugerencia y recomendación y fue así como se
integró un Grupo o Comité de Coordinación para preparar las bases de las acciones
necesarias para lograr lo propuesto.
Insistimos en esa sugerencia y recomendación en las Cuartas Jornadas MASYS 2011 a
realizarse en Oruro, Bolivia, para efectuar una proposición o ponencia, relacionada con
esos objetivos.
PALABRAS CLAVE: regulaciones ambientales mineras, límites y normas comunes de
aplicación mundial, reducción de muertes o heridos por accidentes mineros, daños
patrimoniales.
362

1. ANTECEDENTES HISTÓRICOS
La alta frecuencia y severidad de la
siniestralidad en minería subterránea,
especialmente en minería de carbón, ha
sido anteriormente analizada y de estos
análisis se han derivado una serie de
normas internacionales, encabezadas por
la Organización Internacional del Trabajo
OIT, cuyos convenios, una vez
ratificados por los parlamentos
nacionales de los países miembros, se
convierten en normativa legal obligatoria
nacional en cada país. Estos convenios y
sus reglamentos asociados, se reflejan en
las normas técnicas internas de seguridad
minera en la mayoría de los países con
actividad minera.
Los aspectos ambientales específicos en
minería subterránea, han sido
relativamente poco desarrollados a nivel
internacional o nacional aplicándose por
sustitución los convenios marcos, los
protocolos y las leyes, sus reglamentos y
las normativas técnico-ambientales
generales en la mayoría de los países que
tienen actividad minera subterránea.
En nuestra ponencia en la Jornada
MASyS 2010-2 Lisboa, expusimos
algunas cifras que arrojan los registros de
siniestralidad, indicativas de los terribles
efectos de la inseguridad en minería
subterránea. Cuando llevamos este
análisis, a la minería en general e
incluimos en estos, para correlaciones
minero ambientales, la mortalidad y
morbilidad generada por la inobservancia
o la ausencia parcial o total de normativa
adecuada, o la inexistencia absoluta de
esta, encontramos que el análisis país por
país, especialmente los representados en
la Red MASyS, normas técnicas,
reglamentos, guías metodológicas, que
363
con una codificación, permitiría la
nivelación entre las más completas y las
menos completas y también, la
proposición de nuevas normas.
El objetivo fundamental de esta
proposición, no es la existencia de la
norma de seguridad minero-ambiental
per se, sino la seguridad mineroambiental
de los hombres y mujeres, los
patrimonios minerales, la salud ambiental
y cuidado en general de la naturaleza.
1.1 ¿Porque es necesaria la codificación
de la normativa minera?
Veamos los antecedentes que conducen
a esa necesidad.
1.2.1 Antecedentes históricos jurídicos
de la normativa minera en general
(países iberoamericanos miembros de la
red)
Los sistemas de dominio minero
fundiario, Nación/Estado y las estructuras
constitucionales y administrativas para lo
concesional de cada país, representados
en la Red por sus investigadores, reflejan
a través del tiempo histórico mediato e
inmediato, algunos aspectos unitarios y
por tanto, de relativamente posible
nivelación.
Desde el mismo instante que España
encontró y procedió a conquistar a las
Indias (América), se aplicaron los
contenidos legales de la Minería
Española, en todas sus colonias.
Posteriormente se fueron estableciendo
normas locales, regionales, y en casos
hasta especificas de un asentamiento
minero determinado, que a su vez fueron
unificadas, en primigenios intentos de
Codificación, por ejemplo las

Ordenanzas Mineras del Virrey de
Toledo en el Virreinato de Perú (1572),
que entonces cubría un ámbito geográfico
que hoy constituye los dominios
soberanos del norte de Chile y Argentina,
Ecuador, Bolivia, sur de Colombia. Y las
Ordenanzas de Minería de Nueva España
(1783) que se aplicaron en los territorios
de ese Virreinato de Nueva España, lo
que hoy es el sur de los Estados Unidos
de América, México, El Salvador, norte
de Guatemala y con influencias en
Centroamérica y las islas del Caribe.
Posteriormente, estas Ordenanzas
Mineras de Nueva España se aplicaron
en toda América e inclusive, una vez que
las colonias de la Corona Española
lograron sus independencias en los años
20 del siglo XIX, se constituyeron en
países, fraccionando los espacios
geográficos de los Virreinatos o las
Capitanías Generales, siguió vigente
hasta finalizado el siglo XIX..
El Libertador Simón Bolívar, en el
Decreto de Minas del 24 de Octubre de
1829, en Quito, entonces Departamento
de la Republica de Colombia (Gran
Colombia) que integraban los actuales
territorios de Venezuela, Colombia,
Ecuador y Panamá y parcialmente
Guyana, firmó el ejecútese legal al
llamado “Discurso de Minas” (Decreto)
que en sus artículos 1° y 38° mantuvieron
la tradición histórico-jurídica de la
Corona Española en lo que respecta a la
normativa minera:
Articulo 1°: Conforme a las leyes, las
minas de cualquier clase corresponden a
la republica, cuyos gobiernos las
conceden en propiedad y posesión a los
ciudadanos que las pidan bajo las
condiciones expresadas en las leyes y
364
ordenanzas mineras y con las demás que
contiene este decreto.
Articulo 38°: Mientras se forma una
ordenanza propia para las minas y
mineros de Colombia, se observará
provisionalmente la Ordenanza de Minas
de Nueva España del 22 de Marzo de
1803.
El Artículo 1° mantenía el principio que
desde 1303 aplicaba España, sus reinos
entonces, de la propiedad Real de las
Minas y en el caso que citamos del
“Discurso de Minas”, de la propiedad de
las minas por el Estado.
El Artículo 38° establece la continuidad
normativa minera de las Ordenanzas de
Minas de Nueva España.
Nota: El Decreto de Minas señala como
fecha de la Ordenanza Minera la del 22
de marzo de 1803, lo que constituyó un
error sin trascendencia legal. La fecha
correcta fue el 22 de mayo de 1783.
Este primer intento de CODIFICACION
DE LA NORMATIVA MINERA, no se
tradujo en la misma, ya que al
desintegrarse la Gran Colombia,
asimismo Centroamérica, perder México
importantes territorios mineros frente a
Estados Unidos, a la práctica minera
brasilera, que siguió igualmente las
normas de Portugal hasta finales del siglo
XIX, se tradujo con el transcurrir del
tiempo en leyes de minas, reglamentos,
normas técnicas, con frecuencia
incompatibles, contradictorias e
inconexas en el mejor de los casos y
ausentes o inexistentes, en otros.
No solo España y Portugal dejaron su
importantísima huella histórica en lo
jurídico y normativo minero. También
Inglaterra y Alemania con los aportes de

sus científicos en lo relacionado con la
tecnología minera, manejo de minas,
metalurgia, y Francia, con la proyección
de algunos importantes principios de la
Ley de Minas de Francia, de 1791 y la
Ley de Minas de Napoleón de 1810.
También influyeron en Colombia
(Venezuela, Nueva Granada o Colombia
hoy), Quito (Ecuador hoy), Perú el
Departamento del Istmo, hoy Panamá)
sus científicos en las expediciones del
siglo XVII, XVII y XIX y especialmente
en las Misiones Francesas de Exploración
Científica (Minera Metalúrgica y
Geodésica) en los siglos XVII y XVIII.
La “Misión Zea” (fue una misión
técnica), contratada en 1822 por la
naciente Republica de Colombia, de
científicos franceses presidida por el
joven y brillante ingeniero de minas y
químico peruano Mariano Rivero,
graduado en Francia y Alemania,
permanecieron (algunos de ellos) hasta
10 años trabajando en la exploración y
explotación minera, crearon sus normas
técnicas y una Escuela de Minas de alto
nivel.
Después de la Segunda Guerra Mundial,
el establecimiento en el planeta de un
Nuevo Orden Económico Mundial y la
declaración en las Naciones Unidad de la
Soberanía de las Naciones sobre sus
recursos naturales, en los países de
Iberoamérica se inició un activo esfuerzo
para modificar sus leyes de minas, sus
incentivos de inversión para captar la
inversión extranjera, la transferencia de
tecnología, modificando y haciendo más
amigables y atractivos sus aspectos
tributarios, laborales, de seguridad
jurídica, patrimonial y personal. Así
queda demostrado cuando estudiamos las
cronologías de los cambios entre 1960 y
2010.
365
La Comisión Económica para la América
Latina y el Caribe CEPAL, de las
Naciones Unidas, efectuó una
investigación admirable sobre la
normativa minera del continente
americano, dirigida por el Dr. Eduardo
Chaparro, de la División de
Infraestructuras y Desarrollo, que diserta
sobre estos profundos cambios
normativos. De cómo (en la opinión del
ponente) sin proponérselo, los países
igualaron en cierta forma jurídica y con
sus alcances técnicos y procedimentales,
a la minería (los mineros, empresarios,
técnicos y trabajadores.)
Pero también deja en evidencia algo que
en la Red MASyS-CYTED, estamos
dando los pasos iniciales para afrontar
sus efectos: el retraso evidente, la
desarticulación innegable, de la
normativa técnico-ambiental y minera en
general, subterránea en lo específico. La
ausencia o inexistencia de una
CODIFICACION integradora, que
facilite el mejor control multidireccional
y multidisciplinario de la seguridad
minera y la protección del ambiente
minero en un todo normativo analógico.
Las ventajas que esta CODIFICACION
propuesta representaría son muchas, pero
destacaremos dos, en nuestro criterio, de
las más importantes:
1- Una CODIFICACION de la
normativa técnico-minera haría más
expedito al inversionista minero, al
profesional, al técnico, al empleado, al
trabajador, al suplidor de servicios
externos, el adecuado “auto y mutuo
control” para mantener en condiciones de
seguridad intrínseca y extrínseca el
ambiente minero dentro de los limites
mínimos y máximos permisibles según
las normas técnicas que siempre traducen
requisitos biológicos, fisiológicos,

geológicos, civiles penales,
administrativos, y a la naturaleza misma.
2- Una CODIFICACION de la
normativa técnico-minera haría más
accesible a los estudiantes, investigadores
y científicos, exploradores mineros, la
mejor comprensión y por tanto la mejor
receptividad de una actividad que está
estigmatizada indebidamente.
Hay un aspecto a resaltar en lo técnicojurídico,
que conviene a los
investigadores de la Red MASyS-
CYTED considerar, el cual es que en las
normativas mineras de los países en
general, se establecen funciones de
Régimen Legal General para las
sustancias minerales que se clasifiquen
con concesibles o no concesibles.
Ejemplos, la normativa de Cuba,
Ecuador, México, Colombia.
Hay también un régimen legal general
para las sustancias minerales que pueden
ser objeto de derechos mineros o no, en
función de la clasificación de su
naturaleza físico- química, metálicas o no
metálicas, materiales de construcción.
Ejemplo de esto son las normativas
mineras de Uruguay, Brasil Argentina y
Venezuela.
También encontramos normativas
especiales, contenidas o no en las leyes
mineras, para sustancias energéticas,
gaseosas o materiales, radioactivas,
marinas y submarinas. Ejemplo: la
normativa para la exploración y
explotación de crudos petroleros, gas
natural, aguas minero-medicinales,
térmicos, de Venezuela, Brasil, México,
Ecuador, Perú y Bolivia.
En lo específico de minería subterránea,
en nuestra opinión, las normativas que
366
deberían ser los patrones del análisis para
la CODIFICACION propuesta, deberían
ser las de Chile, Perú, Brasil y México,
en ese orden.
1.2 Definición de la
CODIFICACIÓN propuesta.
Creemos necesaria la definición previa y
exacta de la CODIFICACION
propuesta.
Recurrimos al Diccionario de la Real
Academia de la Lengua Española
(DRAE), para definir los sintagmas
CODIFICAR, CODIFICACION Y
CODIGO y desde esas definiciones
gramaticales, para evitar que se apliquen
como polisémicas.
Codificar (Del latin. codex, - Ĭcis, código,
y -ficar).
1. tr. Hacer o formar un cuerpo de leyes
metódico y sistemático.
2. tr. Transformar mediante las reglas de
un código la formulación de un mensaje.
Codificación.
1. f. Acción y efecto de codificar.
Código (Del lat. *codĭcus, der. regres. de
codicŭlus, codicilo).
1. m. Conjunto de normas legales
sistemáticas que regulan unitariamente
una materia determinada.
2. m. Recopilación sistemática de
diversas leyes.
3. m. Cifra para formular y
comprender mensajes secretos.
4. m. Libro que la contiene.
5. m. Combinación de signos que
tiene un determinado valor dentro de un
sistema establecido. El código de una
tarjeta de crédito.
6. m. Sistema de signos y de reglas
que permite formular y comprender un
mensaje.
7. m. Conjunto de reglas o
preceptos sobre cualquier materia.

8. m. ant. códice ( manuscrito de
cierta antigüedad).
9. Código Civil.
10. m. Der. Texto legal que
contiene lo estatuido sobre régimen
jurídico, aplicable a personas, bienes,
sucesiones, obligaciones y contratos.
11. ~ de barras.
12. m. Conjunto de signos formado
por una serie de líneas y números
asociados a ellas, que se pone sobre los
productos de consumo y que se utiliza
para la gestión informática de las
existencias.
13. Código de Comercio.
14. m. Der. Texto legal que regula
las materias concernientes al comercio y
los comerciantes.
15. ~ de señales.
16. m Mar. Sistema convencional
que consiste en una combinación de
banderas, faroles o destellos luminosos,
que usan los buques para comunicarse
entre sí o con los semáforos.
17. ~ genético.
18. m. Biol. Clave de la información
contenida en los genes que expresa la
correspondencia universal entre la
secuencia de los ácidos nucleicos y la de
las proteínas y constituye el fundamento
de la transmisión de los caracteres
hereditarios.
19. ~ morse.
20. m. morse.
21. Código Penal.
22. m. Der. Texto legal que define
los delitos y las faltas, sus
correspondientes penas y las
responsabilidades de ello derivadas.
23. ~ postal.
24. m. Relación de números
formados por cifras que funcionan como
clave de zonas, poblaciones y distritos, a
efectos de la clasificación y distribución
del correo.
367
m. Cada uno de esos números que figura
en las señas de los objetos postales.
25. arrimar al ~.
26. loc. verb. Arg. y Ur. Hacer
sentir el peso de la ley.
2.4 Objetivos de la proposición en
esta ponencia:
Se trata de construir e integrar mediante
una actividad técnica y científica del
MASyS-CYTED multidisciplinaria,
transdisciplinaria, multinivel y
unificadora, un cuerpo de leyes,
reglamentos, normas, instructivos,
normas técnicas relacionadas directa e
indirectamente con la seguridad y
ambiente en la minería en general y
subterránea en lo especifico, e inclusive
disposiciones internas de las empresas
mineras, en un conjunto sistemático que
facilite la aplicación de un método de
acceso, de interpretación, de correlación
de análisis y la aplicación de la o las
normas jurídico-técnico mineras y
ambientales de manera correcta..
Se agrega que esta CODIFICACION
podrá facilitar las decisiones a tiempo,
pre o post, para la gestión (medio)
ambiental que se proyecte al entorno de o
los lugares de actividad minera y según
las Normas Internacionales ISO, las
nacionales y especificas.
Respetando la soberanía de los Estados,
las especificidades de cada uno de ellos,
las características muy nacionales de
cada país y de cada región, la
idiosincrasia de sus poblaciones, sus
patrones culturales, sus modelos políticos
y si fuera necesario en los análisis, las
ideologías que priman en cada país como
acción y efecto gubernamental, esta
CODIFICACION servirá para la consulta
y análisis comparativos en la acción

legislativa, con las nuevas leyes o
reformas de las vigentes, la acción
ejecutiva en sus disposiciones
reglamentarias y de seguimiento y
control de fiscalización, la judicial en
cuanto a la administración de Justicia.
Será un valioso aporte para la actividad
académica a nivel de todos los países
Iberoamericanos, facilitaría ofrecer a los
cursantes en los pre-grados y postgrados
relacionados con las Ciencias de la
Tierra, (Ingenierías, Administrativas,
Financieras, Tributarias, Judiciales, otras)
un mejor y mayor conocimiento con base
teórica y de experiencias previas y
resultantes de normativas técnicocientíficas
minero ambiental.
1.3 Procedimiento propuesto para la
CODIFICACION de la normativa
minero-ambiental en MASyS-CYTED.
MASyS–CYTED, integraría una
Comisión de CODIFICACION, a su vez
integrada por tres Subcomisiones, con un
Coordinador General y un Coordinador
para cada Subcomisión.
Los ámbitos técnico-científicos de las
tres Subcomisiones serian:
1.- Subcomisión para estudiar, analizar y
presentar una proposición en MASyS
2011-4 en Oruro, Bolivia, para la
CODIFICACION de las Leyes de Minas
relacionadas directa o indirectamente con
la seguridad minera y de ambiente de los
países que integran MASyS-CYTED.
2.- Subcomisión para estudiar, analizar y
presentar una proposición en MASyS
2011-4 Oruro, Bolivia, para la
CODIFICACION de los reglamentos
instructivos de las leyes de Minas
relacionadas directa o indirectamente con
368
la seguridad minera y de ambiente de los
países que integran a MASyS-CYTED.
3.-Subcomisión para estudiar analizar y
presentar una proposición en MASyS
2011-4 Oruro, Bolivia, para la
CODIFICACION de las Normas
Técnicas de las leyes de Minas
relacionadas directa o indirectamente con
la seguridad minera y de ambiente de los
países que integran a MASyS-CYTED.
MASyS-CYTED concederá a cada
Subcomisión, hasta 1 hora para presentar
en MASYS 2011-4, Oruro, Bolivia, un
informe de sus estudios y análisis.
El Coordinador general de la Comisión
de CODIFICACION, tendría el tiempo
hasta la realización de la 5° Jornada
MASyS 2012, para preparar una primera
aproximación a la CODIFICACION
GENERAL, que tendría inicialmente
previa a la Jornada y se efectuaría una
reunión exclusiva de las tres
subcomisiones con el Coordinador
General de la COMISION DE
CODIFICACION y las personas que
señale el Director del MASyS-CYTED,
conjuntamente y en la cual cada
Subcomisión informará a los integrantes
de las otras dos subcomisiones, los
resultados de sus análisis y en otro día de
la Jornada, se haría la presentación de
estos resultados, resumidos en máximo
20 minutos, a los investigadores en el
Pleno de las Jornadas, con una tanda de
preguntas y respuestas sobre el tema
especifico de la CODIFICACION..
2. PROPOSICIÓNDE
CODIFICACION
Los análisis comparativos, analógicos,
diferenciados, se constituirían en la base
para que en el futuro (después del año
2013) se pudiera continuar de manera

más profunda y específica con otro
programa MASyS-CYTED, conducente a
la presentación, ante los organismos
nacionales, regionales e internacionales,
de manera preferente a la Organización
Internacional del Trabajo OIT,
Organización Internacional del
Empleador OIE y a los organismos
especializados de la Organización de las
Naciones Unidas, organizaciones
privadas como el Organismo
Latinoamericano de Minería que agrupa a
las Cámaras Mineras del continente
americano, OLAMI, las cámaras mineras
de España y Portugal, las Facultades o
Escuelas de Ciencias de la Tierra en sus
versiones de ingenierías y otras
disciplinas.
Habría que también integrar en la
oportunidad de la finalización de la
Jornada 5° o 6° de MASyS-CYTED en
2013, un grupo de trabajo para redactar
una GUIA del MASyS–CYTED
didáctico, de edición conjunta, en la que
figurarían como coautores todos y cada
uno de los investigadores integrantes de
MASyS-CYTED.
También habría que lograr un patrocinio
no vinculante para su impresión, edición
y distribución, a título gratuito, para
hacer llegar este conocimiento a la mayor
cantidad de entes y personas.
Aun en el supuesto caso-negado- que no
fuera posible lo propuesto, deberíamos
aprovechar la alta calificación
profesional de los investigadores y la
disposición técnica y la voluntad de
integración que ha mostrado desde la
Primera Jornada MASyS –CYTED, para
avanzar. Si así fuera, deberíamos hacerlo
entre nosotros los investigadores, lo que
nos convertiría en semilleros para la
siembra y cosecha futura de una
369
SEGURIDAD MINERO AMBIENTAL
CADA VEZ MAYOR Y MEJOR.
3. AGUA Y NORMATIVA PARA LA
MINERIA SUBTERRANEA
Consideraciones básicas:
El agua subterránea contiene una amplia
variedad de constituyentes químicos
inorgánicos disueltos en varias
concentraciones, como resultado de las
interacciones químicas y bioquímicas
entre el agua subterránea y los materiales
geológicos a través de los cuales fluye, y
en un menor grado debido a las
contribuciones de la atmósfera y cuerpos
de agua superficial.
El agua subterránea contiene una amplia
variedad de constituyentes químicos
inorgánicos disueltos en varias
concentraciones, como resultado de las
interacciones químicas y bioquímicas
entre el agua subterránea y los materiales
geológicos a través de los cuales fluye, y
en un menor grado debido a las
contribuciones de la atmósfera y cuerpos
de agua superficial”
Los principales constituyentes
inorgánicos presentes en el agua
subterránea son: ácido carbónico,
Bicarbonatos, Calcio, Cloruros,
Magnesio, Silicio, Sodio y Sulfatos; Èstos
ocurren fundamentalmente en forma
iónica denominados iones principales
(Na+, Mg2+, Ca2+, Cl-, HCO3 -, SO4)
La concentración total de estos seis iones
principales constituyen normalmente más
del 90% de la concentración de sólidos
disueltos totales, SDT, en el agua
subterránea con variaciones en muchos
órdenes de magnitud. Los constituyentes
menores son: Hierro, los Nitratos, el
Potasio, etc., y los constituyentes trazas:
Molibdeno, Niobio, Níquel, Oro, Plata,

Platino, Plomo, Rubidio, Selenio,
Uranio, Zinc, etc.
Tanto los elementos menores como los
elementos trazas, están controlados por la
disponibilidad de estos constituyentes en
el suelo y las rocas que se encuentran el
agua en su camino.
Cada vez es más común que las
concentraciones de los constituyentes
inorgánicos disueltos en el agua
subterránea, generados por los procesos
geológicos y geoquímicos, están
influenciados por las actividades del
hombre.
Los gases disueltos más abundantes en el
agua subterránea son N2, O2, CO2, CH4,
H2S y N2O; los tres primeros componen
la mayor parte de la atmósfera terrestre y
por lo tanto es común que se encuentren
en aguas superficiales, mientras que los
restantes existen frecuentemente en el
agua subterránea en concentraciones
significativas, debido a que son
productos de los procesos bioquímicos
que le suceden en zonas subsuperficiales
no aireadas hasta que se consuman todos
los minerales. La solubilidad de un
mineral se define como la masa que se
disolverá en un volumen unitario de
solución bajo condiciones específicas y
presenta un amplio intervalo de valores.
Dependiendo de los minerales que el
agua subterránea encuentre durante la
historia de su flujo, puede resultar
ligeramente con mayor cantidad de
sólidos disueltos que el agua lluvia o
varias veces más salada que el agua de
mar. El movimiento descendente de la
contaminación desde la superficie hasta
los sistemas de aguas subterráneas, está
acompañado por diversos mecanismos
complejos de naturaleza física, química y
370
biológica que deben involucrarse en la
modelación del fenómeno contaminante.
En su movimiento, varios elementos
pueden alterar su concentración o sufrir
una transformación química,
dependiendo de las características de los
agentes contaminantes y de las
propiedades del medio poroso,
requiriéndose un amplio conocimiento de
las características geológicas del lugar
para la interpretación de los valores de
concentraciones anómalas.
4. LOS PASIVOS AMBIENTALES EN
LAS LEGISLACIONES MINERAS EN
AMÉRICA LATINA
Una revisión conceptual:
AMÉRICA LATINA Y EL CARIBE EN
LA MINERÍA MUNDIAL
SIGLO XXI - 2000 -2010
% producción mundial de refinado
Aluminio 8,8 Oro 15,6
Plata 39,8 Cobre 25,7
Estaño 20,2 Níquel 10,1
Plomo 8,6 Zinc 8,6
Bauxita 26,5
Fuente: CEPAL, sobre la base de World
Metal Statistics 2008
• Qué buscan las reformas
mineras?
• Competitividad
• Adecuar la legislación a la
economía
• Aprovechar las ventajas
competitivas
• Abreviar trámites
• Más conocimiento geológico
• Mejor gestión pública
• Racionalizar el aparato estatal
• Formar capital humano técnico
• Absorber nueva tecnología

• Formar capital para superar
problemas financieros.
• Adecuarse a los cambios que
experimentó la composición del
financiamiento externo
• Alentar la inversión privada
(n&e)
• Racionalizar y superar la
informalidad minera
• Adecuar el desarrollo minero a
las nuevas demandas ambientales.
• Desarrollar los derechos
constitucionales para el acceso al recurso
nacional y extranjero los principios
básicos comunes
• Dominio inalienable e
imprescriptible del recurso minero
Las minas forman una propiedad distinta
de la del terreno o superficie en que se
encuentran.
La minería es de utilidad pública, por
tanto, los derechos necesarios para su
libre ejercicio y el otorgar las
servidumbres requeridas, son sujeto de
expropiación toda persona con capacidad
legal, nacional o extranjera, es sujeto de
derecho minero.
Los títulos de derechos se pueden
transferir.
El estado puede ser explotador o
conceder ese derecho a un tercero.
La minería debe ser compatible con el
interés nacional.
Los principios básicos comunes:
• la variable ambiental juega un papel
protagónico, sin embargo no hay alusión
clara al tema específico.
• la variable ambiental está presente en
todas las legislaciones.
371
Las autoridades mineras y las
ambientales:
1. Existen marcadas diferencias, mientras
que para países como Colombia, así
existan direcciones y unidades
ambientales, al interior de las autoridades
mineras, éstas no tienen autoridad
ambiental.
2. En países como Perú y Ecuador, la
autoridad minera posee autoridad
ambiental circunscrita a los temas de su
competencia con el propósito de abreviar
trámites y darle un manejo especializado
5. OBLIGACIONES Y
DERECHOS DE LOS
CONCESIONARIOS
OBLIGACIONES:
• Casi todos fijan plazos para
iniciar trabajos o presentar planes de
trabajo, piden informes de avances y final
de exploración.
• Bolivia y Chile admiten cambios
en el plan inicial de trabajo.
• Colombia y Perú piden
garantías, este último multa, pero no
caduca cuando existe incumplimiento
mínimo.
• Venezuela pide fianzas
ambientales.
• Colombia, Ecuador y Honduras
fijan obligaciones especiales, este último
pide cuantías mínimas por hectárea y por
mineral.
DERECHOS
• El derecho al uso de servidumbres.
• En Chile el derecho al uso de las
aguas es susceptible de compra, regido
por el código civil.
• En Perú, Chile y Argentina, existe el
perito como auxiliar administrativo.
• En Chile tiene responsabilidad penal.

• Existe el acceso al catastro y registro
minero y a enajenar el título minero de
manera onerosa.
• Los trámites ambientales y de
minorías demoran, en todos los casos, el
procedimiento minero.
CADUCIDAD DE LA CONCESIÓN
La inobservancia de las disposiciones
ambientales, en casi todas partes, pueden
llevar al cierre y/0 a la caducidad de las
operaciones mineras.
LA INVERSIÓN EXTRANJERA
En ninguna parte se le dice al
inversionista que debe ocuparse él, como
persona natural o jurídica, de un caso
específico de pasivo.
Sin embargo, se conocen casos en los
cuales se ha negociado el acceso al
yacimiento con compromisos de manejos
ambientales, como es el caso de “la
Rosario Dominicana” en República
Dominicana, o en “la Oroya” en el caso
de doe run en el Perú
RESERVAS EN FAVOR DEL
ESTADO
Así como no hay barreras de acceso al
título para la inversión privada, con
ocasión de pasivos, en ninguna
legislación minera actual se le impone al
estado la obligatoriedad de asumir el
manejo de los pasivos existentes
REGISTRO Y CATASTRO
Aunque existen notables avances en
materia de registro y catastro minero,
sólo recientemente se ha manifestado
interés de los gobiernos y de las
autoridades mineras y ambientales, en
realizar censos catastrales de los pasivos
mineros.
372
No hay una metodología unificada pero
se ha comenzado el levantamiento en
países como Chile, Perú y Colombia.
AMBIENTE
1. Los países: Perú a la cabeza, han dado
pasos legislativos serios en esta materia.
2. La mayoría de las leyes mineras
obligan desde la presentación de estudios
de impacto ambiental, hasta
disposiciones para no contaminar.
3. En ocasiones los grandes
inversionistas pueden ser más rigurosos
que algunas legislaciones
En el futuro inmediato más exigencias,
barreras y consideraciones ambientales
que harán más y más selectivo el
quehacer minero.
1. Muchos países tienen leyes
ambientales que priman sobre las leyes
mineras (bien general).
2. Argentina incluye normas sobre cierre
de minas, el PNDM de Colombia habla,
por primera vez, de legislar y regular el
cierre de minas.
Bolivia no requiere EIA en la
exploración, en las demás etapas se pide
cuando no estén previstas por reglamento
las acciones necesarias para prevenir o
mitigar los daños.
Se exige no contaminar, como una
obligación general, dentro de las normas
específicas ambientales. Asimismo, es la
única ley que exonera al concesionario de
los daños previos a la concesión o
previos a la vigencia de la ley ambiental,
situación que se determina con una
auditoria.
Los países no renuncian a su jurisdicción,
no aceptan arbitrajes o procesos en donde
se origina la inversión. Sin embargo, los
tratados de libre comercio cambiarán esta
situación.

¿Que se debe preservar en los países de
América para el siglo XXI?
LA PREDOMINANCIA DEL GRUPO
SOBRE LOS INDIVIDUOS Y DE LOS
DERECHOS COLECTIVOS SOBRE
LOS DERECHOS INDIVIDUALES: Es
muy riesgoso y aventurado, poco útil,
tratar de fragmentar el grupo o negociar
con individuos aislados en los eventos de
consultas o de acceder a tierras ocupadas
por estos grupos de personas.
EL PRINCIPIO DEL BIEN GENERAL
QUE PRIMA SOBRE EL
PARTICULAR: Ha alcanzado una
vigencia, en términos de su ejercicio,
mediante mecanismo como los amparos
legales o las tutelas
EL CARÁCTER RELIGIOSO DE LA
LEY, como lo dan los U’was en
Colombia.
ESTRUCTURAS JERÁRQUICAS DE
GOBIERNO: Basadas en edad (Viet
Nam) género (Guajiros en Colombia y
Venezuela), casta (India), y profesión que
da a cada individuo su lugar en la
comunidad.
LA EXISTENCIA DE MÉTODOS
DEFINIDOS PARA HACER, APLICAR
O MEMORIZAR LAS REGLAS DE
CONDUCTA: La propiedad comunitaria
en la Sierra Peruana, método definido
para aplicar una regla de conducta que
está empezando a ser tenida en cuenta
por los constructores de proyectos de
cualquier naturaleza
¿Cuales son los valores contrapuestos?
INDIVIDUALISMO, expresado en los
derechos del individuo y en la
emancipación del grupo, la familia y la
colectividad.
373
LA PRIMACÍA DE UN ESTADO
SECULAR, como un concepto basado en
valores occidentales, europeos y en la
ética cristiana, lo que marca una
separación entre creencias religiosas y
vida civil.
IGUALDAD, esfuerzo por suministrar
igualdad de derechos a todos los
ciudadanos, sin consideración de raza,
edad, género etc. percibiendo la igualdad
como un valor básico, pese a que aún no
se garantiza la igualdad de los derechos
civiles
6. ANTECEDENTES
CONCEPTUALES DEL MINERO
El mundo se ha desarrollado sobre la
base de la industria minera y seguirá
haciéndolo en el futuro.
Junto con las consideraciones
comerciales, la demanda de minerales y
metales, es una respuesta a obligaciones
éticas y políticas.
La industria minera formal y organizada
ha respondido de manera positiva a las
nuevas demandas sociales.
La vieja creencia de una demanda
permanente de productos mineros,
cambió para dar paso a una oferta minera
basada en la responsabilidad social y
ambiental de la minería.
6.1 Antecedentes
El sector público latinoamericano carece
de desarrollos significativos en:
• Gerencia pública minera.
• Capacidad de negociación en megaproyectos
mineros.
• Implicaciones tributarias de las
reformas normativas.
• Equilibrio entre lo establecido en las
normas y marcos legales y la praxis de la
participación ciudadana.

• Conocimiento del público de lo que
es la industria minera.
• Conocimiento del concepto de
sostenibilidad del desarrollo, de los
nuevos derechos ciudadanos y el alcance
de los mismos.
Ese desconocimiento, por paradójico que
parezca, se acentúa aun más en las
autoridades locales, cualquiera que sea su
expresión de gobierno: gobernadores,
regidores, alcaldes, jefes administrativos,
parlamentarios, etc.
6.2 Antecedentes con la sociedad
1. La industria, al reconocer la oposición
social, ha contribuido a legitimar las
nuevas expresiones de organización
social.
2. La minería ha contribuido al desarrollo
de conceptos como el de la obtención de
licencias sociales intangibles para operar,
que en general hoy, aceptan las diferentes
industrias.
3. El concepto de ciclo de vida de los
metales aumenta la confianza de la
multiplicidad de actores ciudadanos, en
la posibilidad de contar con un ambiente
más sano.
4. Este concepto abre la posibilidad para
encontrar soluciones factibles a los
pasivos ambientales históricos y a nuevas
formas de participación social en temas
de desarrollo, basadas en la ciencia y la
tecnología.
Fomentar y respetar una cultura
participativa que rompa el centralismo de
muchos países.
Incluir el tema social y ambiental en las
evaluaciones económicas.
374
Ante la ausencia de políticas públicas, se
deberá promover, por parte de
autoridades y empresas, una inserción
determinante de los proyectos de
inversión en los procesos de
mejoramiento de las políticas públicas.
Construir relaciones de confianza, que
rompan el natural recelo de los actores.
El imperativo moral y ético que significa
el no aprovechamiento de la asimetría de
poder entre las empresas y las
debilidades del poder gubernamental.
Promover los mecanismos de resolución
de conflictos, su aplicación.
Asegurar siempre la representatividad de
los delegados en las mesas de discusión.
Las comunidades se preocupan y esperan
que: "la responsabilidad ambiental
(social), minera por definición, establece
que las compañías mineras deben pagar
todos los costos que implica la
restauración del terreno o del paisaje, el
cierre y el abatimiento de los niveles
polucionantes (medio físico y social) post
cierre de la mina y la supervisión:
• Servidumbres.
• Propiedad del suelo versus la del
subsuelo.
• Tratamiento, pago y
compensación de daños durante el ciclo
minero.
• Mecanismos de negociación y
transacción entre la minería y otras
actividades.
Tutelas y otras modalidades de amparo
• Conciliación, arbitraje y
resolución de conflictos.
• Peritajes.
• Uso del suelo y del subsuelo
minero.

• Los derechos ancestrales de los
pueblos indígenas y las minorías étnicas.
• Las fusiones de las grandes
mineras
• Normas ambientales versus
Ordenamiento Territorial
7. CONCLUSION PARCIAL
Las ciencias que confluyen en la minería
subterránea son indispensables para
proporcionar las condiciones en
equilibrio dinámico, un desarrollo activo
sustentable.
Y es la normativa, aquella que establece
lo permisible, los límites de lo permitido
y lo prohibido, para poder calificar así, a
la actividad como sustentable o no. Se
hace necesario HOMOLOGAR esta
normativa, para impulsar su
mejoramiento y su aplicabilidad.
375
El análisis comparado de nuestros países,
permitirá avanzar, corrigiendo fallas,
perfeccionando los procedimientos,
asesorando a los entes que regulan y
normalizan la minería subterránea.
Será un valiosísimo aporte al desarrollo
de una minería subterránea sustentable,
los aportes que haga MASyS, al final de
su programa. Entre ellos, la
HOMOLOGACION normativa.
Ciudad Bolívar, Venezuela, Octubre de
2011

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PROYECTO "THUSCA UMA: TRATAMIENTO DE AGUAS DE MINA CON PIEDRA CALIZA Y
COMPOST"
THUSKA UMA
TRATAMIENTOS DE AGUAS MINA CON PIEDRA CALIZA Y COMPOST
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