Opciones remediación AMD

www.elsevier.com/locate/scitotenv
* Autor correspondiente. Tel.: +44 1248 382358; fax: +44 1248 370731.
0048-9697/$ - ver portada D 2004 Elsevier BV Todos los derechos reservados.
doi:10.1016/j.scitotenv.2004.09.002
Palabras clave: Drenaje ácido de mina; biorreactores; biorremediación; sulfidogénesis; humedales; roncha jane
Ciencia del Medio Ambiente Total 338 (2005) 3 – 14
Facultad de Ciencias Biológicas, Universidad de Gales, Bangor LL57 2UW, Reino Unido
Dirección de correo electrónico: dbjohnson@bangor.ac.uk (DB Johnson).
D. Barrie Johnson*, Kevin B. Hallberg
El origen de las aguas ácidas de drenaje de minas ricas en
metales se ha descrito en detalle en otro lugar (p. ej., Johnson,
2003). En resumen, la principal causa es la oxidación acelerada
de la pirita de hierro (FeS2) y otros
1. Drenaje ácido de mina: naturaleza del problema riesgo nacional para el medio ambiente por el hecho de que a
menudo contienen concentraciones elevadas de metales
(hierro, aluminio y manganeso, y posiblemente otros metales
pesados) y metaloides (de los cuales el arsénico es
generalmente el más preocupante). En 1989, se estimó que
ca. 19.300 km de arroyos y ríos, y ca. 72 000 ha de lagos y
embalses en todo el mundo han sido gravemente dañados por
los efluentes de las minas, aunque es difícil evaluar con
precisión la verdadera escala de la contaminación ambiental
causada por las descargas de agua de las minas.
Las aguas residuales ácidas ricas en azufre son los
subproductos de una variedad de operaciones industriales,
como el procesamiento galvánico y la depuración de gases de
combustión en las centrales eléctricas (Johnson, 2000). Sin
embargo, el principal productor de tales efluentes es la industria
minera. Las aguas que drenan las minas activas y, en particular,
las abandonadas y los desechos mineros suelen ser netamente
ácidas (a veces extremadamente). Tales aguas suelen plantear un addi
Opciones de remediación de drenaje ácido de minas: una revisión
D 2004 Elsevier BV Todos los derechos reservados.
Abstracto
Además, se discuten los factores que actualmente influyen en la selección de un sistema de remediación y cómo estos criterios pueden cambiar en el futuro.
El drenaje ácido de mina (AMD) causa contaminación ambiental que afecta a muchos países que tienen industrias mineras históricas o actuales. Prevenir
la formación o la migración de AMD desde su fuente generalmente se considera la opción preferible, aunque esto no es factible en muchos lugares y, en
tales casos, es necesario recolectar, tratar y descargar el agua de la mina. Hay varias opciones disponibles para remediar AMD, que pueden dividirse en
aquellas que utilizan mecanismos químicos o biológicos para neutralizar AMD y eliminar los metales de la solución. Tanto los sistemas abióticos como los
biológicos incluyen aquellos que se clasifican como bactivosQ (es decir, requieren entradas continuas de recursos para sostener el proceso) o bpasivosQ (es
decir, requieren una entrada de recursos relativamente pequeña una vez en funcionamiento). Esta revisión describe las estrategias abióticas y
biorremediadoras actuales que se utilizan actualmente para mitigar la AMD y compara las fortalezas y debilidades de cada una. También se describen
tecnologías nuevas y emergentes.
Machine Translated by Google

DB Johnson, KB Hallberg / Ciencia del Medio Ambiente Total 338 (2005) 3–14
4
Debido a la naturaleza más desagregada (y más
concentrada, en el caso de los relaves) de los minerales
generadores de ácido en estos materiales de desecho, el
AMD que fluye de ellos puede ser más agresivo que el que
se descarga de la propia mina. Otra consideración
importante aquí es el posible problema de contaminación a
largo plazo, ya que la producción de AMD puede continuar
durante muchos años después de que se cierren las minas
y se desmantelen las represas de relaves. Aunque el
término genérico drenaje ácido de mina (o drenaje de roca
bácidaQ) se usa con frecuencia para describir las descargas
de agua de mina, el pH de estas aguas puede estar por
encima de 6, particularmente en el punto de descarga
(donde las concentraciones de oxígeno disuelto suelen ser
muy bajas). En el caso del hierro y el manganeso, estos
metales generalmente están presentes en sus estados
iónicos reducidos (Fe2+ y Mn2+) en AMD anóxica, y estas
formas de los metales son mucho más estables a un pH
más alto que los totalmente oxidados (Fe3+ y Mn4+). )
iones. Algunas corrientes de AMD permanecen neutrales a
alcalinas, aunque otras muestran una marcada disminución
en el pH a medida que se oxigenan. Esto se debe a que la
acidez total (o bnetQ) se deriva tanto de la bacidez
protónicaQ (es decir, la concentración de iones de
hidrógeno) como de la bacidez mineralQ (la concentración
combinada de metales solubles, especialmente hierro, aluminio y mang
Las aguas ácidas ricas en metales también pueden formarse en montones
de escombros y relaves minerales, esencialmente por las mismas
reacciones impulsadas biológicamente que en los pozos y socavones de las minas.
q
ð1Þ
el agua que rellena la mina disuelve las sales ácidas que se han acumulado
en los espacios porosos de las paredes y techos expuestos de las cámaras
subterráneas, esta agua de drenaje inicial tiende a ser potencialmente más
contaminante (en términos de acidez y contenido de metal) que AMD que
es dado de alta posteriormente (Clarke, 1995).
2. bControl de fuente
4FeS2 þ 15O2 þ 14H2OY4FeðOHÞ3 þ8SO2 þ 16Hþ
El drenaje ácido de mina (AMD) puede formarse en trabajos
subterráneos (aguas subterráneas) de minas profundas, aunque esto es
generalmente de menor importancia cuando una mina está en producción
activa y las capas freáticas se mantienen artificialmente bajas mediante el
bombeo. Sin embargo, cuando las minas están cerradas y abandonadas, y
las bombas apagadas, el rebote del nivel freático puede provocar la
descarga de agua subterránea contaminada, algunas veces en un evento
catastrófico como el que ocurrió en la mina Wheal Jane en 1992 cuando un
gama de contaminantes entró en el medio ambiente (Younger et al., 2004;
Neal et al., 2004). Ya que como
La ecuación citada a menudo (ecuación (1)) que resume el proceso
completo de oxidación de la pirita es algo engañosa porque (i) el oxidante
primario involucrado en la oxidación de la pirita en la mayoría de las
situaciones es el hierro férrico en lugar del oxígeno molecular (Evangelou,
1995), y (ii) la oxidación de la pirita es un proceso de varios pasos que
implica una reacción independiente del oxígeno (ataque del hierro férrico al
mineral) y reacciones dependientes del oxígeno (reoxidación del hierro
ferroso a férrico y oxidación de compuestos reducidos de azufre producidos
como intermediarios en el proceso, en última instancia al sulfato).
La acidez neta en AMD debe compensarse con cualquier alcalinidad
presente; esto es principalmente en forma de bicarbonato (HCO3 ) derivado
de la disolución de minerales básicos (por ejemplo, carbonato de calcio),
aunque, como se indica a continuación, los procesos biológicos también
pueden generar alcalinidad en las corrientes AMD.
Dado el axioma de que bprevenir es mejor que curarQ, generalmente
es preferible, aunque no siempre pragmático, evitar la formación de AMD
en el
minerales sulfurosos resultantes de la exposición de estos minerales tanto
al oxígeno como al agua, como consecuencia de la extracción y
procesamiento de minerales metálicos y carbones. Muchos metales se
encuentran principalmente como minerales de sulfuro (p. ej., zinc en la
esfalerita), y tienden a estar asociados con la pirita, que es el mineral de
sulfuro más abundante en el planeta. Del mismo modo, los depósitos de
carbón contienen cantidades variables (generalmente del 1 al 20 %) de
bpirito-azufreQ (un término genérico que incluye otros minerales de sulfuro
de hierro como la marcasita), así como azufre orgánico.
La regeneración del hierro férrico (que se reduce a ferroso al reaccionar
con la pirita) es la reacción clave para promover la oxidación continua del
mineral. A valores de pH superiores a 4, esto puede ser mediado química
o biológicamente (por bacterias oxidantes de hierro como Gallionella
ferruginea), mientras que por debajo de pH 4, la oxidación abiótica del
hierro es insignificante (Stumm y Morgan, 1981), y las actividades de
moderada y extremadamente Las bacterias oxidantes de hierro acidófilas
tienen un papel fundamental en la génesis del drenaje ácido de minas
(Johnson y Hallberg, 2003).
vs. opciones Q de control de migración
4

Dado que tanto el oxígeno como el agua son necesarios
para perpetuar la formación de AMD, se deduce que al excluir
cualquiera de estos (o ambos), debería ser posible prevenir o
minimizar la producción de AMD. Una forma de lograr esto es
inundando y sellando las minas profundas abandonadas. El
oxígeno disuelto (DO2) presente en las aguas de inundación
(aprox. 8–9 mg/l) será consumido por los microorganismos
oxidantes de minerales (y otros) presentes, y el sellado impedirá
la reposición de DO2 por transferencia de masa y difusión. de
la mina Sin embargo, esto solo es efectivo donde se conoce la
ubicación de todos los pozos y galerías y donde no ocurre la
entrada de agua que contiene oxígeno.
Otro enfoque sugerido para minimizar la producción de AMD
es mezclar materiales que generan y consumen ácido,
produciendo compuestos ambientalmente benignos (Mehling et
al., 1997). Una variante de este tema es agregar fosfatos en
fase sólida (como la apatita) a los desechos mineros piríticos
para precipitar el hierro (III) como fosfato férrico, reduciendo así
su potencial para actuar como oxidante de los minerales
sulfurados.
El almacenamiento submarino se ha utilizado para eliminar
y almacenar relaves mineros que son potencialmente
productores de ácido (Li et al., 1997). Nuevamente, el objetivo
es evitar el contacto entre los minerales y el oxígeno disuelto.
Se pueden usar cubiertas para aguas poco profundas, y sus
la efectividad puede mejorarse cubriendo los relaves con una
capa de sedimento o material orgánico, que tiene el doble
beneficio de limitar el ingreso de oxígeno y brindar cierta
protección contra la resuspensión de los relaves debido a la
acción del viento y las olas. Las cubiertas secas que se utilizan
para el almacenamiento superficial de desechos minerales
reactivos también pueden incorporar una capa orgánica (Fig. 2).
primera Instancia. Dichas técnicas se conocen colectivamente
como medidas de control de fuentes Q (Fig. 1) y se describirán
solo brevemente.
La bcapa de selladoQ que cubre los escombros generalmente
se construye con arcilla, aunque en áreas del mundo que
experimentan estaciones secas y húmedas agudas, el secado
y el agrietamiento de la cubierta pueden hacer que sea menos
efectivo que en las zonas templadas (Swanson et al., 1997) .
Sin embargo, la inhibición de la oxidación de pirita usando este
Fig. 1. Diversos enfoques que se han evaluado para prevenir o minimizar la generación de aguas de drenaje de la mina.
5
Fig. 2. Disposición de una cubierta bdryQ para minimizar la producción de efluentes de escombros de mina.

Esto ha implicado generalmente la aplicación de tensioactivos
aniónicos como el dodecilsulfato de sodio (SDS), que son
altamente tóxicos para este grupo de microorganismos. Sin
embargo, se ha descubierto que la eficacia de las aplicaciones
de biocidas es muy variable y proporciona,
Una subdivisión más útil es entre aquellas tecnologías de
remediación que se basan en actividades biológicas y
Finalmente, en la medida en que las bacterias oxidantes de
hierro y azufre litotróficas (come-brocasQ) tienen un papel
fundamental en la generación de AMD, se han llevado a cabo
varias pruebas a escala de laboratorio y de campo utilizando
biocidas para inhibir sus actividades en desechos minerales y relaves.
en el mejor de los casos, sólo un control a corto plazo del
problema y requiere aplicaciones repetidas de los productos
químicos (p. ej., Loos et al., 1989).
Dadas las dificultades prácticas que implica inhibir la
formación de AMD en la fuente, a menudo, la única alternativa
es minimizar el impacto que esta agua contaminante tiene en los
arroyos y ríos receptores y en el medio ambiente en general; tal
enfoque involucra medidas de control de la inmigración. Muy a
menudo, estos se han dividido en procesos bactivosQ y
bpasivosQ, el primero generalmente (aunque no exclusivamente)
se refiere a la aplicación continua de materiales alcalinos para
neutralizar las aguas ácidas de la mina y precipitar metales, y el
segundo al uso de ecosistemas de humedales naturales y
construidos. . Los sistemas pasivos tienen la ventaja de que
requieren relativamente poco mantenimiento (y costos recurrentes)
que los sistemas activos, aunque pueden ser costosos y/o poco
prácticos de instalar en primer lugar. En realidad, todas las
tecnologías de tratamiento bpasivoQ requieren una cierta cantidad
de costos de mantenimiento.
El enfoque puede ser solo temporal, debido al proceso de
barmouringQ de los minerales de fosfato agregados (Evangelou,
1998). La aplicación de fosfato soluble (junto con peróxido de
hidrógeno) es una de las tecnologías de recubrimientoQ
desarrolladas por Evangelou et al. (descrito en Evangelou, 1998).
El peróxido oxida la pirita, produciendo hierro férrico, que
reacciona con el fosfato para producir una capa protectora de
superficie de fosfato férrico. También se ha descrito una técnica
alternativa que implica la formación de un revestimiento de óxido
de hierro/sílice sobre superficies de pirita (Evangelou, 1998).
6
Fig. 3. Estrategias biológicas y abióticas para remediar aguas ácidas de drenaje minero.

3.2. tecnología pasiva
Se pueden usar varios reactivos floculantes para promover la
agregación de precipitados, lo que ayuda a eliminarlos en los
estanques de sedimentación. El lodo rico en hierro producido
por la adición de álcali es muy voluminoso y rico en agua, por
lo general contiene solo entre un 2% y un 4% de sólidos.
El método más extendido para mitigar los efluentes ácidos
es un proceso de tratamiento activo que implica la adición de
un agente químico neutralizante (Coulton et al., 2003b). La
adición de un material alcalino a AMD elevará su pH, acelerará
la tasa de oxidación química del hierro ferroso (para lo cual
también es necesaria la aireación activa o la adición de un
agente químico oxidante como el peróxido de hidrógeno) y
causará muchos de los metales presentes en solución para
precipitar como hidróxidos y carbonatos. El resultado es la
producción de un lodo rico en hierro que también puede
contener varios otros metales, dependiendo de la química del
agua de la mina tratada.
Modificaciones a la técnica, que involucran parcial
3. Estrategias de remediación abiótica
Otro inconveniente potencial es que la formación de
3.1. Tecnologías activas
concepto un enfoque de baja tecnología para la remediación
de AMD, ha habido una variedad de refinamientos destinados
a mejorar la eficiencia del proceso y reducir los problemas
asociados con los lodos voluminosos producidos. Por ejemplo,
la adición de reactivos en varios pasos acompañada de un
control del pH puede resultar en la eliminación selectiva de
algunos componentes de AMD como el arsénico y el molibdeno
(Aube y Payant, 1997).
Si bien el tratamiento químico activo está en su forma básica
los que no. Dentro de estos grupos principales, hay procesos
que pueden describirse como bactivoQ o bpasivoQ (Fig. 3).
Aunque los drenajes de piedra caliza anóxica producen
alcalinidad a un costo menor que los humedales de compost
construidos, no son adecuados para tratar todas las aguas
AMD. En situaciones donde el AMD contiene concentraciones
significativas de hierro férrico o aluminio, el rendimiento a corto
plazo de los drenajes de piedra caliza anóxica puede ser
bueno, pero la acumulación de precipitados de hidróxido
disminuye gradualmente la permeabilidad del drenaje, lo que
puede causar fallas en el drenaje dentro de los 6 meses. de construcción.
el reciclaje de lodos en tanques de almacenamiento de cal
puede producir un lodo que contiene aprox. 20% de sólidos,
que mejora aún más a ca. 50 % de sólidos en la deshidratación
(p. ej., Coulton et al., 2003a). La principal ventaja de un proceso
de lodos de alta densidad es que los costos de eliminación y
almacenamiento del producto final se reducen considerablemente.
También surgen problemas cuando se utilizan ALD para tratar
aguas de mina aireadas; El paso de AMD a través de un
estanque anóxico antes del drenaje de piedra caliza anóxica
puede ser necesario para reducir las concentraciones de
oxígeno disuelto a los niveles necesarios para evitar la oxidación del hierro.
Se han usado varios reactivos neutralizantes, incluyendo cal
(óxido de calcio), cal apagada, carbonato de calcio, carbonato
de sodio, hidróxido de sodio y óxido e hidróxido de magnesio.
Estos varían en costo y efectividad; por ejemplo, el hidróxido
de sodio es unas 1,5 veces más eficaz, pero tiene un coste
unas nueve veces superior al de la cal. Se logra cierta remoción
de sulfato (como yeso) cuando se usan reactivos neutralizantes
que contienen calcio. Aunque el tratamiento químico activo
puede proporcionar una remediación efectiva de AMD, tiene
las desventajas de los altos costos operativos y los problemas
con la eliminación del lodo voluminoso que se produce.
Un enfoque alternativo para agregar alcalinidad a AMD es
el uso de drenajes de piedra caliza anóxica (bALDQ; Kleinmann
et al., 1998). El objetivo de estos sistemas es agregar álcali a
AMD mientras se mantiene el hierro en su forma reducida para
evitar la oxidación del hierro ferroso y la precipitación de
hidróxido férrico en la piedra caliza (barmouringQ), que de otro
modo reduce severamente la efectividad del agente
neutralizante. Dentro del drenaje, la presión parcial de dióxido
de carbono aumenta, acelerando la velocidad de disolución de
la caliza y consecuentemente aumentando la concentración de
alcalinidad, que puede llegar hasta 275 mg/l en comparación
con un sistema abierto que, en equilibrio, produciría solo 50–60
mg de alcalinidad/l (Kleinmann et al., 1998). Dado que, en
teoría, los ALD requieren un mantenimiento mínimo una vez
construidos, su uso se considera un enfoque pasivo para el
tratamiento del agua de la mina. En un ALD, el agua de la mina
está obligada a fluir a través de un lecho de grava de piedra
caliza dentro de un drenaje que es impermeable tanto al aire
como al agua (generalmente construido con un revestimiento
inferior de plástico y una cubierta de arcilla). Las dimensiones
del desagüe varían desde un diámetro angosto (0,6 a 1,0 m)
hasta un diámetro ancho (10 a 20 m), típicamente aprox. 1,5 m
de profundidad y ca. 30 m de longitud.
DB Johnson, KB Hallberg / Ciencia del Medio Ambiente Total 338 (2005) 3–14 7

ð3Þ
La base de la biorremediación de AMD se deriva de la
capacidad de algunos microorganismos para generar alcalinidad
e inmovilizar metales, revirtiendo así esencialmente las reacciones
responsables de la génesis de AMD. Mientras que en los
humedales aeróbicos construidos para tratar la DMAE, los
macrófitos como Typha y Phragmites spp. son las formas de vida
presentes más obvias, se ha cuestionado su papel directo en la
mejora de la calidad del agua (Johnson y Hallberg, 2002).
6HCO3 _
Los procesos microbiológicos que generan alcalinidad neta
son en su mayoría procesos reductores e incluyen la
desnitrificación, la metanogénesis, la reducción de sulfatos y la
reducción de hierro y manganeso. La amonificación (la producción
de amonio a partir de compuestos orgánicos que contienen
nitrógeno) también es un proceso generador de álcali. Debido a
la relativa escasez de los materiales necesarios (p. ej., nitrato),
algunos de estos procesos tienden a ser de menor importancia en
los entornos afectados por AMD. Sin embargo, dado que tanto el
hierro férrico como el sulfato tienden a ser muy abundantes en
AMD, la génesis de álcali resultante de la reducción de estas dos
especies tiene una importancia potencialmente importante en las
aguas afectadas por AMD. Los microorganismos fotosintéticos, al
consumir una base débil (bicarbonato) y producir una base fuerte
(iones hidroxilo), también generan alcalinidad neta (Ec. (2)).
Las bacterias que catalizan la reducción disimilatoria de sulfato
a sulfuro generan alcalinidad al transformar un ácido fuerte
(sulfúrico) en un ácido relativamente débil (sulfuro de hidrógeno;
ecuación (4)).
ðaqÞ þ 6H2OYC6H12O6 þ 6O2 þ 6OH
Los ALD generalmente se usan como un componente en un
sistema de tratamiento pasivo, en asociación con humedales
aeróbicos y/o compost. Se ha informado que la adición de ALD a
humedales construidos que han tenido un desempeño deficiente
provoca mejoras dramáticas en la calidad de las aguas que
drenan estos sistemas (Kleinmann et al., 1998).
4.1. Procesos biológicos significativos
Como desventaja, a menudo son relativamente costosos de
instalar y pueden requerir más área de tierra de la disponible o
adecuada, su rendimiento es menos predecible que los sistemas
de tratamiento químico y el destino a largo plazo y la estabilidad
de los depósitos que se acumulan dentro de ellos son inciertos.
(Johnson y Hallberg, 2002).
FeðOHÞ3 þ 3Hþ þ e YFe2 þ þ3H2O
Además del efecto de mejora sobre AMD provocado por el
aumento resultante en el pH, la reducción de sulfato es un
mecanismo importante para eliminar los metales tóxicos de AMD,
ya que muchos (p. ej., zinc, cobre y cadmio) forman sulfuros
altamente insolubles (p. ej., Eq. (5)).
4Þ
La oxidación biológica del hierro ferroso a férrico (que es muy
insoluble por encima de un pH de 2,5) es el otro proceso
importante de inmovilización de metales que se produce en los
humedales aeróbicos y los biorreactores, como se describe en las
Secciones 4.2 y 4.6.
4.2. Sistemas biológicos pasivos: humedales aeróbicos
Los geles de carbonato ferroso y carbonato manganoso dentro
de los ALD pueden causar la disolución incongruente de la grava
de piedra caliza (Evangelou, 1998).
Como se muestra en la Fig. 3, la mayoría de las opciones de
biorremediación para AMD son sistemas pasivos y, de estos,
hasta ahora solo se han utilizado biorreactores de compost y
humedales construidos en sistemas de tratamiento a gran escala.
Mientras que la reducción de hierro férrico soluble no disminuye
la acidez de la solución, la reducción de la fase sólida
Los compuestos de hierro férrico (cristalino y amorfo) lo hacen,
como se indica en la ecuación. (3), donde e representa un donador
de electrones, que generalmente es suministrado por un sustrato
orgánico.
4. Estrategias de remediación biológica
SO2
Zn2þ þ H2SYZnS þ 2Hþ
Las principales ventajas de los sistemas de biorremediación
pasiva son sus costos de mantenimiento relativamente bajos y el
hecho de que los productos en fase sólida del tratamiento del
agua se retienen dentro de los sedimentos de los humedales.
ð2Þ
þ 2CH2O þ 2HþYH2S þ 2H2CO3
ð5Þ
Los humedales aeróbicos generalmente se construyen para
tratar aguas de mina que son netamente alcalinas. Esto se debe
a que la principal reacción de remediación que ocurre dentro de
ellos es la oxidación del hierro ferroso y la posterior hidrolización.
4
8

9
Fig. 4. Oxidación abiótica de hierro ferroso en función del pH, calculada
a partir de Stumm y Morgan (1981) para una solución acuosa de hierro
ferroso 10 mM que contiene 8 mg O2/l.
3
d Fe2þ
Hþ ½
k O½ 2
2
7Þ
A diferencia de los humedales aeróbicos, las reacciones clave
que ocurren en los biorreactores de compost utilizados para mitigar
la AMD son anaeróbicas. El término biorreactor de biocompostQ es
un término genérico preferible para describir dichos sistemas, ya que
en algunas instalaciones (como las del sitio de Wheal Jane), están
encerrados completamente bajo el nivel del suelo y no admiten
macrófitos, por lo que no deben describirse como bhumedalesQ. De
hecho, el hecho de que se utilicen o no macrófitos en los ecosistemas
de compostaje construidos a menudo se debe únicamente a
consideraciones estéticas.
8Þ
Si no hay suficiente alcalinidad en el agua de la mina para evitar
una caída significativa en el pH como resultado de estas reacciones,
esto puede corregirse mediante la incorporación de, por ejemplo, un
drenaje anóxico de piedra caliza (ver arriba). Para mantener las
condiciones oxidantes, los humedales aeróbicos son sistemas
relativamente poco profundos que operan por flujo superficial. Los
macrófitos se plantan por razones estéticas para regular el flujo de
agua (p. ej., para evitar la canalización) y para filtrar y estabilizar los
precipitados férricos acumulados (ocre). También proporcionan un
área de superficie adicional para la precipitación de compuestos y
minerales de hierro férrico en fase sólida. Además, al provocar el flujo
de oxígeno desde las partes aéreas hasta sus sistemas de raíces,
algunas plantas acuáticas pueden acelerar la tasa de oxidación del
hierro ferroso.
La penetración de las raíces de las plantas puede provocar la entrada
de oxígeno en las zonas anaeróbicas, lo que es perjudicial para los
procesos reductores.
4Fe3þ þ 12H2OY4FeðOHÞ3 þ 12Hþ
DT
Dado que la mayoría de los humedales aeróbicos operan a un pH
casi neutro, se deduce que la oxidación química del hierro ferroso
procederá rápidamente, aunque la presencia de bacterias oxidantes
de hierro neutrofílicas, que viven en la interfaz de las zonas aeróbica
y anaeróbica (p. ej., Gallionella ferruginea) y aquellos que
descomponen el hierro complejado orgánicamente (como Leptothrix
spp.), implica que contribuyen a la oxidación del hierro en estos
sistemas pasivos (DB Johnson, datos no publicados).
ð6Þ
:½Fe2þ
Un segundo proceso de remediación importante que ocurre en
los humedales aeróbicos que reciben AMD es la eliminación de
ysis del hierro férrico producido, que es una reacción neta
generadora de ácido (ecuaciones (6) y (7)).
4.3. Sistemas biológicos pasivos: humedales anaerobios/ biorreactores
de compost
Ha habido cierto debate sobre si la oxidación del hierro en los
humedales aeróbicos es exclusivamente abiótica o acelerada, al
menos en parte, por microorganismos. La ecuación. (8) que describe
la tasa de oxidación del hierro ferroso en ambientes acuosos, como
postularon Stumm y Morgan (1981), indica que tanto la concentración
de oxígeno como el pH son parámetros importantes para determinar
la rapidez con la que se oxida el hierro.
4Fe2þ þ O2 þ 4HþY4Fe3þ þ 2H2O
Sin embargo, como señalaron Stumm y Morgan (1981) y se
ilustra en la Fig. 4, a valores de pH de b4, la tasa de oxidación del
hierro es independiente del pH.
¼
arsénico, que se origina principalmente de la disolución oxidativa de
arsenopirita (FeAsS) presente en los materiales de desecho de las
minas. El arsénico soluble, que está presente principalmente como
As (V) aniónico (AsO4 ) en las aguas de mina, puede eliminarse
principalmente por
adsorción en coloides de hierro férrico cargados positivamente y, en
teoría, por la formación de escorodita (FeAsO4). Curiosamente, se
han aislado de aguas de mina nuevas cepas de bacterias similares
a Thiomonas que oxidan arsénico (III) a arsénico (V), así como
también oxidan hierro ferroso y compuestos de azufre reducido
(Battaglia-Brunet et al., 2002; Coupland et al. al., 2003). Estas
bacterias probablemente contribuyen a la eliminación de arsénico en
estas aguas y tienen potencial para su uso en sistemas de
biorreactores de lecho fijo similares a los descritos en la Sección 4.6
para la oxidación y precipitación de hierro.

10
Fig. 5. Diseño esquemático de un sistema productor de reducción y alcalinidad (RAPS), redibujado según Younger et al. (2003). El agua que fluye a través de la
capa de compost se despoja del oxígeno disuelto, mientras que tanto esta capa como la piedra caliza subyacente agregan alcalinidad a la AMD.
Las barreras reactivas permeables (PRB) se utilizan cada
vez más para tratar una amplia gama de aguas subterráneas
contaminadas. Los que se han instalado para biorremediar
AMD funcionan con los mismos principios básicos que los
biorreactores de compost, descritos en la Sección 4.3 (Benner
et al., 1997). La construcción de PRB implica la excavación
de una zanja o pozo en la ruta de flujo de agua subterránea
contaminada, llenando el vacío con materiales reactivos.
compost (para eliminar el oxígeno disuelto y promover la
reducción de hierro y sulfato) y luego a través de un lecho de
grava de piedra caliza (para agregar alcalinidad adicional,
como en ALD). Por lo general, el agua que drena un RAPS
fluye hacia un estanque de sedimentación y/o un humedal
aeróbico para precipitar y retener los hidróxidos de hierro.
4.5. Sistemas biológicos pasivos: barreras reactivas permeables
Una variante de ingeniería importante en el tema básico
del biorreactor de compost es el diseño del sistema de
producción de alcalinidad y reducción (RAPS) (Younger et al.,
2003), que también se conoce como sistema de producción
de alcalinidad sucesiva (SAPS; Kepler y McCleary, 1994). En
este tipo de sistema (Fig. 5), el flujo de AMD se mueve hacia
abajo a través de una capa de
Los sistemas de biorremediación pasivos que utilizan una
combinación de humedales aeróbicos y anaeróbicos se han
utilizado para el tratamiento a gran escala de AMD. Un
ejemplo es el sistema bAcid Reduction Using Microbiology
(ARUM)Q (Kalin et al., 1991). Este sistema se compone de
dos celdas de oxidación dentro de las cuales se oxida y
precipita el hierro; más allá de estos, AMD pasa primero a
través de una celda de retención y luego a través de dos
celdas bARUMQ dentro de las cuales se generan álcali y
sulfuro. Los materiales orgánicos que promueven la reducción
de sulfato en las células ARUM se originan a partir de
macrófitos flotantes (p. ej., totora). Se ha demostrado que los
sistemas ARUM son efectivos en el tratamiento de la DMAE
en latitudes altas y lugares subtropicales (Kalin y Chaves,
2001). La planta de tratamiento pasivo en Wheal Jane también
es un sistema compuesto.
La elección de los materiales orgánicos voluminosos utilizados
varía según la disponibilidad local así como su eficacia
comprobada, aunque generalmente los compost se preparan
mezclando materiales relativamente biodegradables (p. ej.,
estiércol de vaca o caballo, o compost de hongos) con
materiales más recalcitrantes (p. ej., aserrín, turba o paja). Se
presume que la biodegradación lenta de este último actúa
como una provisión a largo plazo de sustratos apropiados (y
amonio) para las bacterias autóctonas reductoras de hierro y
sulfato (FRB y SRB) que generalmente se considera que
tienen un papel importante en la AMD. remediación en
biorreactores de compost. Sin embargo, hay pocos datos
cuantitativos sobre la importancia relativa de la reducción de
hierro y sulfato en humedales de compost (Vile y Wieder,
1993), y prácticamente no se sabe nada sobre cómo cambia
la microbiología de estos sistemas a medida que envejece el
ecosistema, especialmente con respecto a la provisión de
sustrato. Además de los procesos mediados biológicamente,
la calidad de AMD en los humedales de compost mejora
mediante la filtración de materiales suspendidos y coloidales
y la adsorción de metales por parte de la matriz orgánica.
4.4. Sistemas biológicos pasivos: humedales aeróbicos y
anaeróbicos compuestosQ
Las reacciones catalizadas por microbios que ocurren en
los biorreactores de compost generan alcalinidad neta y
sulfuro biogénico (Ec. (4); Sección 4.1), y por lo tanto, estos
sistemas pueden usarse para tratar aguas de mina que son
netamente ácidas y ricas en metales, como AMD de minas de
metal abandonadas. Nuevamente, en contraste con los
humedales aeróbicos, las reacciones reductoras que ocurren
dentro de los humedales de compost son impulsadas por
donantes de electrones que se derivan de la matriz orgánica del propio compost.

11
La oxidación del hierro ferroso a férrico en ácido
5. Sistemas biológicos activos: biorreactores
sulfidogénicos
(pHb4) las aguas de la mina se aceleran en gran medida por los
procariotas que oxidan el hierro (bacterias y arqueas), muchos
de los cuales son autótrofos (es decir, como las plantas verdes,
fijan carbono inorgánico y tienen requisitos nutricionales mínimos).
La mejor estudiada de estas bacterias es Acidithiobacillus
ferrooxidans, un ácido ófilo obligado que también oxida una
variedad de compuestos de azufre inorgánicos reducidos. El
factor limitante de la velocidad en la oxidación biológica del hierro
es a menudo la cantidad de bacterias oxidantes del hierro
presentes, y varios grupos de investigación han tratado de
abordar esto mediante la inmovilización de At. ferrooxidans sobre
una matriz sólida, formando la base de reactores de lecho
empacado o contactores biológicos. Se han registrado tasas de
oxidación de hierro de hasta 3,3 g/l/h en biorreactores de lecho
empacado (Long et al., 2003).
Los biorreactores sulfidogénicos fuera de línea representan
un enfoque radicalmente diferente para remediar la AMD (John
son, 2000; Boonstra et al., 1999). Estos sistemas de ingeniería
tienen tres ventajas potenciales sobre la remediación biológica
pasiva: (i) su desempeño es más predecible y fácilmente
controlado; (ii) permiten recuperar y reutilizar selectivamente los
metales pesados, como el cobre y el zinc, presentes en AMD; y
(iii) las concentraciones de sulfato en las aguas procesadas
pueden reducirse significativamente. En el lado negativo, los
costos de construcción y operación de estos sistemas son
considerables.
La investigación en esta área se ha concentrado en las ventajas
percibidas (o no) de diferentes medios de soporte para las
bacterias y se ha centrado exclusivamente en una sola especie
de oxidante de hierro At. ferrooxidanos. Esto es algo
desafortunado, ya que ahora se sabe que existe una biodiversidad
considerable de procariotas que oxidan el hierro ferroso (Hallberg
y John son, 2001), cada una con diferentes afinidades por el
hierro ferroso, temperatura y pH óptimos, etc. Se podría anticipar
que diferentes especies de oxidantes de hierro serían más
apropiadas para algunas situaciones que para otras, por ejemplo,
Thiomonas spp moderadamente acidófilas. para acelerar la
oxidación del hierro en aguas de mina con un pH superior
(una mezcla de sólidos orgánicos y posiblemente grava de piedra
caliza) que son lo suficientemente permeables para permitir el
flujo sin obstáculos del agua subterránea y el paisajismo de la
superficie perturbada. Los procesos microbiológicos reductores
dentro de la PRB generan alcalinidad (que aumenta aún más con
la disolución de piedra caliza y/u otros minerales básicos) y
eliminan metales como sulfuros, hidróxidos y carbonatos. El PRB
más grande construido hasta ahora se instaló para remediar el
agua subterránea extremadamente ácida que emana de un gran
vertedero de desechos de esquisto pirítico en Shilbottle, al
noreste de Inglaterra (Younger et al., 2003). El PRB tiene 180 m
de largo, 3 m de profundidad y 2 m de ancho y consiste en una
mezcla de estiércol de caballo compostado y paja (25%), residuos
verdes compostados (25%) y piedra caliza (50%).
Los biorreactores sulfidogénicos utilizan la producción
biogénica de sulfuro de hidrógeno para generar alcalinidad y
eliminar metales como sulfuros insolubles, que es uno de los
procesos que se produce en los biorreactores de compost y PRB.
Sin embargo, los biorreactores sulfidogénicos fuera de línea se
construyen y operan para optimizar la producción de sulfuro de
hidrógeno. Dado que las SRB que se utilizan actualmente en
estos reactores son sensibles incluso a una acidez moderada, los
sistemas deben diseñarse para proteger a los microorganismos
de la exposición directa al AMD entrante.
4.6. Sistemas biológicos pasivos: biorreactores oxidantes
de hierro
3. Por lo tanto, las consideraciones biológicas, más que las
estrategias de inmovilización, podrían ser más importantes para
optimizar la oxidación del hierro en biorreactores de lecho empacado.
Se han descrito al menos dos tecnologías que utilizan
biorreactores sulfurogénicos fuera de línea: los procesos
Biosulfide y Thiopaq. El sistema de Biosulfuro tiene dos
componentes, uno biológico y otro químico, que operan de
manera independiente (Rowley et al., 1997).
El AMD crudo ingresa al circuito químico donde entra en contacto
con el sulfuro de hidrógeno generado en el circuito biológico.
Mediante una manipulación cuidadosa de las condiciones (pH y
concentración de sulfuro), es posible la separación selectiva de
un sulfuro metálico en particular; esto puede luego eliminarse del
agua parcialmente procesada antes de un tratamiento adicional.
Parte del AMD tratado ingresa al circuito biológico para
proporcionar la fuente de sulfato en el biorreactor, que contiene
un cultivo mixto de SRB. Para que el proceso funcione de manera
óptima, es posible que se requiera álcali adicional además del
producido por el SRB, en cuyo caso, se agrega

La sostenibilidad de cualquier sistema de remediación es
un factor que se está volviendo cada vez más crítico en la
toma de decisiones. Uno de los problemas aquí es que los
productos de remediación de AMD no se han percibido como
un recurso. Sin embargo, esta visión puede estar cambiando.
Recientemente, un lodo de óxido de hierro recuperado de un
canal de drenaje en una mina de carbón abandonada en
Pensilvania se usó para fabricar pigmento de siena tostada en
una empresa comercialmente exitosa (Hedin, 2003), y los
metales básicos recuperados por tratamiento biológico activo
de AMD de minas de metal proporcionan algún retorno
financiero de la inversión y los costos de funcionamiento de los
biorreactores sulfidogénicos.
SO2
El hidrógeno puede formarse convenientemente por craqueo
de metanol oa partir de gas natural. En ambos casos, también
se produce dióxido de carbono, y algunos SRB pueden fijarlo
como su fuente de carbono (Boonstra et al., 1999).
las Midlands de Inglaterra). Tradicionalmente, las aguas de
mina de gran volumen de descarga han sido tratadas mediante
procesamiento químico activo, particularmente cuando las
aguas son ácidas. La necesaria superficie terrestre y los
problemas topográficos pueden descartar los sistemas
biológicos pasivos en algunas situaciones. Sin embargo, las
industrias mineras se sienten cada vez más atraídas por estos
últimos, ya que evitan los altos costos recurrentes de la adición
de cal y la eliminación de lodos. Las áreas terrestres
(bfootprintsQ) requeridas para los sistemas pasivos pueden,
en teoría, reducirse drásticamente si se enfocan en optimizar
los procesos biológicos, por ejemplo, biorreactores de lecho
empacado para eliminar el hierro de las aguas ácidas de las
minas, que son mucho más efectivos que los humedales
aeróbicos. Es necesario reconocer que, en realidad, ninguno
de los sistemas de remediación descritos en esta revisión está
libre de mantenimiento; los sistemas pasivos también requieren
una cierta cantidad de manejo y eventualmente se llenarán de
ocre acumulado (humedales aeróbicos) y sulfuros (biorreactores
de compost). La estabilidad a largo plazo de estos materiales
es incierta, pero dado que pueden contener elementos tóxicos
(arsénico, cadmio, etc.), su almacenamiento o eliminación
requiere una cuidadosa consideración.
Las SRB son, en general, bacterias heterótrofas y, a
diferencia de los acidófilos oxidantes de hierro descritos
anteriormente, requieren el suministro de material orgánico
como fuente de carbono y energía. En el primer biorreactor
sulfidogénico instalado en la refinería de Budelco, éste se
aportaba en forma de etanol. Sin embargo, el hidrógeno puede
sustituir como donante de electrones a la reducción de sulfato (ecuación (9)).
6. Opciones de remediación: factores en la toma de decisiones
en forma química. El sistema Thiopaq se diferencia del proceso
de biosulfuro en que utiliza dos poblaciones y procesos
microbiológicos distintos: (i) conversión de sulfato en sulfuro
mediante SRB y precipitación de sulfuros metálicos y (ii)
conversión de cualquier exceso de sulfuro de hidrógeno
producido en azufre elemental, utilizando bacterias oxidantes
de sulfuro. El proceso Thiopaq ha estado funcionando con
éxito en el tratamiento de aguas subterráneas contaminadas
con zinc en la refinería de zinc de Budelco en los Países Bajos
desde 1992. El sulfuro de zinc producido se introduce en la
refinería y se incorpora al producto de zinc metálico de la
planta. La aplicación de esta tecnología a AMD también se ha
demostrado a escala piloto en la mina de cobre Kennecott
Bingham Canyon en Utah, donde se recuperó selectivamente
el N99% del cobre presente en un flujo de residuos de pH 2,6
(Boonstra et al., 1999).
El uso de hidrógeno es ventajoso porque es más económico
usarlo para altas cargas de sulfato y da como resultado una
menor producción de biomasa bacteriana.
ð9Þ
En última instancia, es probable que la legislación se
convierta en el factor dominante para determinar qué sistema
de remediación se puede utilizar en cualquier situación. Por
ejemplo, podría volverse cada vez más insostenible disponer
de metales básicos en lodos y sedimentos (con todos los
problemas de almacenamiento inherentes) cuando existen
tecnologías disponibles para su recuperación y reciclaje. Los
límites en la concentración de sulfato que se puede descargar
de las plantas de procesamiento pueden restringir la elección
de un sistema a uno que elimine eficazmente el sulfato, así
como los metales y la acidez de las aguas de la mina. una certeza
La elección de qué opción usar para remediar AMD está
dictada por una serie de factores económicos y ambientales. A
veces, el verdadero costo ambiental de un sistema de
remediación no es evidente de inmediato. Uno de esos costos
es la cantidad de energía de combustibles fósiles necesaria
para transportar materiales de encalado, a menudo largas
distancias desde la fuente hasta los sitios de la mina (como en
la mina Wheal Jane en Cornualles, donde la cal se transporta
varios cientos de kilómetros desde un sitio en
þ 4H2 þ 2HþYH2S þ 4H2O
4
12

Referencias
Los autores desean agradecer el apoyo financiero
recibido de la dirección de LINK (Subvenciones # BTL/
70/21 y 5/BRM18412) para apoyar sus programas de
investigación en biorremediación de aguas de mina.
Agradecimientos
es que el problema de qué hacer con la amenaza de
contaminación que representa AMD nos acompañará
durante muchos años más.
Johnson DB, HallbergKB. La microbiología de las aguas ácidas de mina.
Clarke LB. Minería del Carbón y Calidad del Agua. Londres7 Investigación del
Carbón de la AIE; 1995. 99 págs.
Kepler DA, McCleary CE. Sistemas sucesivos productores de alcalinidad (SAPS)
para el tratamiento de drenajes ácidos de mina. Actas de la Conferencia
Internacional sobre Recuperación de Tierras y Drenaje de Minas y la 3ra
Conferencia Internacional sobre la Reducción del Drenaje Ácido, abril de 1994,
Pittsburgh, PA, vol. 1, pág. 195 – 204.
Johnson DB, HallbergKB. Peligros del tratamiento pasivo del agua de mina.
Boonstra J, van Lier R, Janssen G, Dijkman H, Buisman CJN.
Loos MA, Bosch C, Mare´ J, Immelman E, Sanderson RD. Evaluación de laurilsulfato
de sodio, benzoato de sodio y ácido sórbico como inhibidores de la acidificación
de los desechos de carbón de Sudáfrica. Aguas subterráneas y minería: Actas
del 5º Simposio Bienal de la División de Aguas Subterráneas del Servicio
Geológico de Sudáfrica Randberg, Transvaal. Pretoria7 Sociedad Geológica de
Sudáfrica; 1989. pág. 193 – 200.
J Appl Microbiol 2002;93:656-67.
Tecnologías ambientales para tratar la contaminación por azufre: principios e
ingeniería. Londres7 Asociación Internacional sobre la Calidad del Agua; 2000.
pág. 175 – 206.
Kalin M, Chaves WLC. Reducción de ácido usando microbiología (ARUM) tratando
efluentes de AMD que emergen de un portal de mina abandonada. En: Ciminelli
VST, García Jr O, editores. Biohidrometalurgia: Fundamentos, Tecnología y
Desarrollo Sostenible, vol. 11B. Ámsterdam7 Elsevier; 2001. pág. 289 – 96.
Vicepresidente de Evangelou. Oxidación de pirita y su control. Nueva York7 CRC
Coulton R, Bullen C, Hallet C. Diseño y optimización de plantas activas de tratamiento
de agua de mina. Land Contam Reclam 2003;11:273 – 9.
Hedin RS. Recuperación de óxido de hierro comercializable del drenaje de una mina
en los EE. UU. Land Contam Reclam 2003;11:93 – 7.
Aube BC, Payant S. El proceso Geco: un nuevo tratamiento de lodos de alta densidad
para drenaje ácido de minas. Actas de la Cuarta Conferencia Internacional
sobre Drenaje Ácido de Roca, 30 de mayo al 6 de junio de 1997, Vancouver,
BC, vol. yo, pág. 165 – 80.
Hallberg KB, Johnson DB. Biodiversidad de microorganismos acidófilos. Adv Appl
Microbiol 2001;49:37 – 84.
Coulton R, Bullen C, Dolan J, Hallet C, Wright J, Marsden C.
Actas de la Cuarta Conferencia Internacional sobre Drenaje Ácido de Roca, 30
de mayo al 6 de junio de 1997, Vancouver, BC, vol. yo, pág. 115 – 30.
Imprenta; 1995. 275 págs.
Tratamiento biológico de drenaje ácido de mina. En: Amils R, Ballester A,
editores. Biohidrometalurgia y Medio Ambiente Hacia la Minería del Siglo XXI,
vol. 9B. Elsevier: Ámsterdam; 1999. pág. 559 – 67.
Re/Views Environ Sci Bio/Technol 2002;1:335 – 43.
Kleinmann RLP, Hedin RS, Nairn RW. Tratamiento del drenaje de la mina por
drenajes de piedra caliza anóxica y humedales construidos. En: Geller A,
Klapper H, Salomons W, editores. Lagos mineros ácidos: drenaje ácido de
minas, limnología y recuperación. Berlín7 Springer; 1998. pág. 303-19.
Neal C, Whitehead PG, Jeffery H, Neal M. La calidad del agua del río Carnon, al
oeste de Cornualles, de noviembre de 1992 a marzo de 1994: los impactos de
las descargas de Wheal Jane. Sci Total Environ [este volumen].
Long ZE, Huang YH, Cai ZL, Cong W, Fan OY. Biooxidación de hierro ferroso por
Acidithiobacillus ferrooxidans inmovilizado en portadores de criogel de poli(alcohol
vinílico). Biotechnol Lett 2003;25: 245 – 9.
Johnson DB. Características químicas y microbiológicas de desechos minerales y
aguas de drenaje en minas de carbón y metal abandonadas. Contaminación del
agua, aire y suelo: Focus 2003;3:47 – 66.
Kalin M, Cairns J, McCready R. Métodos de ingeniería ecológica para el tratamiento
de drenaje ácido de minas de desechos de carbón. Resour Conserv Recycl
1991;5:265 – 75.
Benner SG, Blowes DW, Ptacek CJ. Un muro reactivo poroso a gran escala para la
prevención del drenaje ácido de minas. Agua Subterránea Monit Remediat
1997;17:99 – 107.
Coupland K, Battaglia-Brunet F, Hallberg KB, Dictor MC, Garrido F, Johnson DB.
Oxidación de hierro, azufre y arsénico en aguas y desechos mineros: un papel
importante para las nuevas Thiomonas spp. En: Biohidrometalurgia: una
tecnología sostenible en evolución: Actas del 15º Simposio Internacional de
Biohidrometalurgia, 2003. En prensa.
Res Microbiol 2003;154:466-73.
Johnson DB. Eliminación biológica de compuestos sulfurosos de aguas residuales
inorgánicas. En: Lens P, Hulshoff Pol L, editores.
Battaglia-Brunet F, Dictor MC, Garrido F, Crouzet C, Morin D, Dekeyser K, et al. Una
población bacteriana oxidante de arsénico (III): selección, caracterización y
rendimiento en reactores.
Vicepresidente de Evangelou. Química de la pirita: la clave para la reducción del
drenaje ácido de minas. En: Geller A, Klapper H, Salomons W, editores. Lagos
mineros ácidos: drenaje ácido de minas, limnología y recuperación. Berlín7
Springer; 1998. pág. 197 – 222.
Diseño, construcción y operación de la planta de tratamiento activo de agua de
la mina Wheal Jane. Land Contam Reclam 2003;11:245 – 52.
13
Mehling PE, Day SJ, Sexsmith KS. Mezcla y capas de roca estéril para retrasar,
mitigar o prevenir la generación de ácido: un estudio de revisión de caso. Actas
de la Cuarta Conferencia Internacional sobre Drenaje Ácido de Roca, 30 de
mayo al 6 de junio de 1997, Vancouver, BC, vol. II, pág. 953-70.
Li MG, Aube BC, St-Arnaud LC. Consideraciones en el uso de cubiertas de aguas
poco profundas para el desmantelamiento de relaves reactivos.

Jane, Reino Unido. Sci Total Environ [Este volumen].
14
Younger PL, Jayaweera A, Elliot A, Wood R, Amos P, Daugherty AJ, et al.
Tratamiento pasivo de aguas ácidas de mina en sistemas de flujo
subterráneo: exploración de RAPS y barreras reactivas permeables.
Swanson DA, Barbour SL, Wilson GW. Diseño de cubierta de sitio seco versus
sitio húmedo. Actas de la Cuarta Conferencia Internacional sobre Drenaje
Ácido de Roca, 30 de mayo al 6 de junio de 1997, Vancouver, BC, vol. IV,
pág. 1595-610.
Vil MA, Wieder RK. Generación de alcalinidad por reducción de Fe(III) versus
reducción de sulfato en humedales construidos para el tratamiento de
drenaje ácido de mina. Agua Aire Suelo Contaminación 1993;69:425 – 41.
Younger PL, Coulton RH, Froggatt EC. La contribución de la ciencia a la toma
de decisiones basada en el riesgo: lecciones del desarrollo de medidas de
tratamiento a gran escala para aguas ácidas de mina en Wheal
Stumm W, Morgan JJ. Química acuática: una introducción que enfatiza los
equilibrios químicos en aguas naturales. Nueva York7 Wiley; 1981. 780
págs. Land Contam Reclam 2003;11:127 – 35.
Rowley M, Warkentin DD, Sicotte V. Demostración en el sitio del proceso de
biosulfuro en la antigua mina Britannia. Actas de la Cuarta Conferencia
Internacional sobre Drenaje Ácido de Roca, 30 de mayo al 6 de junio de
1997, Vancouver, BC, vol. IV, pág. 1531-48.

Opciones remediación AMD

Recomendados

Recomendados

Más contenido relacionado

La actualidad más candente

La actualidad más candente (19)

Similar a Opciones remediación AMD

Similar a Opciones remediación AMD (20)

Último

Último (20)

Opciones remediación AMD