REDUCCIÓN DE HIERRO (TOTAL) Y SULFATOS ANALIZANDO PROCESOS FISICOQUÍMICOS Y MICROBIOLÓGICOS EN UN BIORREACTOR ANAEROBIO

ANGÉLICA MARÍA MEDINA PULIDO

ADRIANA JIMENA ROJAS SUÁREZ

UNIVERSIDAD PEDAGÓGICA Y TECNOLÓGICA DE COLOMBIA

FACULTAD DE INGENIERÍA ESCUELA DE INGENIERÍA AMBIENTAL

TUNJA 2019

REDUCCIÓN DE HIERRO (TOTAL) Y SULFATOS ANALIZANDO PROCESOS FISICOQUÍMICOS Y MICROBIOLÓGICOS EN UN BIORREACTOR ANAEROBIO

ANGÉLICA MARÍA MEDINA PULIDO

ADRIANA JIMENA ROJAS SUÁREZ

Trabajo de Grado para optar por el título de Ingeniero Ambiental

Director: Ing. Cesar René Blanco Zúñiga M. Sc. En Ingeniería con concentración en medio ambiente

UNIVERSIDAD PEDAGÓGICA Y TECNOLÓGICA DE COLOMBIA FACULTAD DE INGENIERÍA

ESCUELA DE INGENIERÍA AMBIENTAL TUNJA 2019

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Nota de Aceptación:

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---------------------------------------------------- Ing. Cesar René Blanco Zúñiga

Director

---------------------------------------------------- Jurado 1

---------------------------------------------------- Jurado 2

Tunja, 14 de noviembre del 2019

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DEDICATORIA A mis padres Arturo Medina y Marlen Pulido quienes me han apoyado en cada etapa de mi vida, impulsándome a lograr mis sueños y esforzándose por darme siempre lo mejor, a mis hermanos Cesar Medina Pulido y Sergio Medina Pulido a mis sobrinos Alejo y Samuelito por su constante compañía, unión, consejos, apoyo en cada uno de los retos que me he propuesto. A mi novio Cristhiam Prieto, quien fue mi apoyo a lo largo de toda la carrera, por sus consejos, por su ayuda fundamental durante el desarrollo de este proyecto, finalmente logramos cumplir el sueño que nos propusimos cuando entramos a estudiar graduarnos juntos. Angélica Maria Medina Pulido

5

DEDICATORIA A mis padres por enseñarme que la educación es la mejor herencia, además de ser la fuente de inspiración motivación y apoyo de cada una de las decisiones y metas que me he propuesto a lo largo de mi vida, es así que hoy finalmente se ve reflejado en la culminación con éxito de mi carrera universitaria. A cada uno de mis hermanos que con su ejemplo consejos y unión han hecho de mí una mejor persona. A mis compañeras de universidad por ser parte fundamental en mí formación como

ingeniera ambiental de la gloriosa UPTC.

Adriana Jimena Rojas Suarez

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AGRADECIMIENTOS A la Universidad Pedagógica y Tecnológica de Colombia y a la Escuela de Ingeniería Ambiental como entes de conexión entre el conocimiento transmitido para hoy lograr ser las estudiantes quienes se enfrentan a la vida profesional como un reto más, por los excelentes docentes y por permitirnos desarrollar nuestra investigación en los laboratorios de Ingeniería Ambiental. Al Ingeniero Cesar René Blanco Zúñiga quien con su dirección, conocimiento, enseñanza y colaboración permitió el buen desarrollo de este trabajo. A nuestras familias, amigos y colegas como el ingeniero civil Cristhiam Prieto, y la estudiante de ingeniería ambiental Adriana Romero que durante este proceso nos brindaron su apoyo incondicional para poder llevar a buen término la presente investigación.

7

CONTENIDO

pág.

RESUMEN 13

ABSTRACT 14

INTRODUCCIÓN 15

JUSTIFICACIÓN 16

1. OBJETIVOS 18

1.1 OBJETIVO GENERAL 18 1.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS 18 2. MARCO TEÓRICO 19

2.1 DRENAJES ÁCIDOS 19 2.2 PROBLEMÁTICA RELACIONADA CON LOS DAM 20 2.3 TRATAMIENTO POR MÉTODOS PASIVOS DE DRENAJES ÁCIDOS 22 2.4 BIORREACTORES ANAEROBIOS 22 2.5 CAPACIDAD DE INTERCAMBIO CATIÓNICO DE LAS ARCILLAS 25 2.6 BACTERIAS SULFATO-REDUCTORAS. 26 3. DISEÑO METODOLÓGICO 27

3.1 CARACTERIZACIÓN DE COMPONENTES 27 3.1.1 Caracterización de sustrato 29 3.1.2 Caracterización de agua ácida 31 3.2 PROTOTIPOS 32

8

3.2.1 Prototipo con sustrato orgánico (B.O) 35 3.2.2 Prototipo con sustrato químico (B.Q) 36 3.2.3 Prototipo Total (B.T) 37 3.3 PRUEBAS DE LABORATORIO 38 4. RESULTADOS, ANALISIS Y discusión 41

4.1 RESULTADOS 41 4.2 ANÁLISIS Y DISCUSIÓN DE RESULTADOS 45 5. CONCLUSIONES 61

6. RECOMENDACIONES 64

7. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS 66

GLOSARIO 70

ANEXOS 72

9

LISTA DE FIGURAS

Pág.

Figura 1 Diseño prototipo con sustrato orgánico 34 Figura 2 Diseño prototipo con sustrato químico 34 Figura 3 Diseño prototipo con totalidad de sustratos 35

10

LISTA DE GRÁFICAS

Pág.

Gráfica 1 Variación de la alcalinidad 45

Gráfica 2 Variación de la acidez 46

Gráfica 3 Variación del hierro 48

Gráfica 4 Variación de sulfatos 50

Gráfica 5 Variación de pH 53

Gráfica 6 Variación Oxígeno disuelto 55

Gráfica 7 Porcentaje de remoción de hierro 57

Gráfica 8 Porcentaje de remoción de sulfatos 59

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LISTA DE TABLAS

Pág.

Descripción pruebas de laboratorio 39

Datos periodo de acondicionamiento 41

Datos agua acida sintética 42

Datos obtenidos para el biorreactor orgánico 43

Datos obtenidos para el biorreactor químico 44

Datos obtenidos para el biorreactor total 44

Resultados porcentajes de remoción hierro 57

Resultados porcentajes remoción sulfatos 58

12

LISTA DE IMÁGENES

Pág.

Imagen 1. Piedra caliza 28

Imagen 2. Heces de caballo 29

Imagen 3. Muestra de lodos secos 30

Imagen 4. Preparación agua acida 32

Imagen 5. Canicas biorreactor organico 36

Imagen 6. Mezcla sustratos biorreactor químico 37

Imagen 7. Mezcla sustratos biorreactor total 38

Imagen 8. Prototipos en funcionamiento 38

Imagen 9. Pruebas de laboratorio 40

Imagen 10. Estado del prototipo químico en el día número 5 49

Imagen 11. Estado del prototipo total en el día número 5 52

Imagen 12. Estado del prototipo biológico en el día número 5 53

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RESUMEN Debido a la creciente problemática mundial de los Drenajes Ácidos de Mina – DAM, en los últimos años se han desarrollado diferentes técnicas de tratamiento que pueden ser pasivas o activas, siendo estas últimas una de las técnicas más estudiadas debido a su bajo costo de operación y a las altas eficiencias de remoción de metales. Por esta razón se ejecutó una investigación sobre los conceptos básicos relacionados a los DAM y técnicas especiales de tratamiento como los biorreactores anaerobios, para tal efecto se presenta el diseño de un prototipo de biorreactor de flujo recirculado ascendente, del cual se realizan tres ejemplares para colocar en cada uno, diferentes tipos de componentes y sustratos, dándole su nombre dependiendo de su disposición así: Biorreactor Biológico, Biorreactor Químico y Biorreactor Total. Con el fin de comprobar cual presenta mejores eficiencias de remoción de hierro y sulfatos en un tiempo de retención hidráulica (TRH) de cinco días. En todos los dispositivos se recirculo agua ácida preparada en el laboratorio con concentraciones iniciales específicas de dichos contaminantes y un pH de 2,5; llevando a cabo la toma de una muestra diaria. Estas fueron producto de análisis de parámetros tales como: hierro, sulfatos, pH, alcalinidad, acidez y oxígeno disuelto. Los resultados del estudio de investigación muestran, como el trabajo en conjunto de diferentes tipos de materiales bióticos y abióticos ejercieron importancia a la hora de realizar el tratamiento de los DAM y como las eficiencias de remoción están relacionados a la actividad microbiológica (presencia de bacterias sulfato reductoras y ferro reductoras), además de las diferentes reacciones químicas que se dan dentro del biorreactor por sus componentes, por ejemplo la piedra caliza; además demostrando el potencial de los biorreactores anaerobios como una opción de tratamiento pasivo de bajo costo y de alta eficiencia para los DAM. Palabras Clave: Drenaje ácido de mina (DAM), biorreactor anaerobio, sustrato, eficiencia de remoción, actividad microbiológica, sulfato reductoras, ferro reductoras.

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ABSTRACT

Due to the growing global problem of Acid Mine Drains - DAM, in recent years different treatment techniques have been developed that can be passive or active, the latter being one of the most studied techniques due to its low operating cost and High metal removal efficiencies. For this reason, an investigation was carried out on the basic concepts related to AMD and special treatment techniques such as anaerobic bioreactors, for this purpose the design of a prototype of a bioreactor of recirculated upstream flow is presented, of which three specimens are made to place in each one, different types of components and substrates, giving it its name depending on its disposition thus: Biological Bioreactor, Chemical Bioreactor and Total Bioreactor. In order to verify which one has better efficiencies for the removal of iron and sulfates in a hydraulic retention time (HRT) of five days. Acid water prepared in the laboratory was recirculated in all devices with specific initial concentrations of these contaminants and a pH of 2.5; carrying out a daily sample. These were the product of analysis of parameters such as: iron, sulfates, pH, alkalinity, acidity and dissolved oxygen. The results of the research study show, how the joint work of different types of biotic and abiotic materials exerted importance when performing the treatment of AMD and how removal efficiencies are related to microbiological activity (presence of sulfatoreductive bacteria and ferroreductors), in addition to the different chemical reactions that occur within the bioreactor for its components, for example limestone; It also demonstrates the potential of anaerobic bioreactors as a low-cost, high-efficiency passive treatment option for AMD. Keywords: Acid mine drainage (AMD), anaerobic bioreactor, substrate, removal efficiency, microbiological activity, sulfatoreductors, ferroreductors.

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INTRODUCCIÓN Una de las principales problemáticas ambientales a nivel mundial en la actualidad, es la causada por la industria minera, debido a los grandes beneficios económicos de su explotación que han ocasionado serias repercusiones, debido a prácticas inadecuadas y poco tecnificadas, lo cual es más frecuente en países en desarrollo. Las comunidades beneficiadas por fuentes hídricas, se ven afectadas por la contaminación de las mismas, considerando que en la mayoría de procesos de extracción la gran cantidad de agua usada, es vertida a cuerpos receptores sin previo tratamiento, causando la presencia de altas concentraciones de minerales geo-reactivos (pirita, pirrotina jarosita, etc.) que al reaccionar con el agua y oxígeno presentes en el ambiente, se oxidan, generando drenajes ácidos de minas (DAM). El destino final que se le da a este tipo de aguas residuales genera cambios considerables en las dinámicas ecológicas; como la bioacumulación de metales en los lechos de los ríos, por lo tanto, en las plantas y en los consumidores primarios, de manera que afecta la cadena trófica; por otro lado, se transforman las características naturales de los cuerpos de agua como el pH, el oxígeno disuelto, entre otros. La presente investigación estuvo enfocada en analizar los procesos, reacciones químicas y microbiológicas que se dan por separado en el tratamiento de aguas con pH bajo y con altas concentración de hierro y sulfatos. Usando un tratamiento pasivo mediante la implementación de un biorreactor anaerobio; Este estudio permitió conocer y explicar mediante revisión bibliográfica, diseño experimental y análisis de laboratorio, los cambios en los parámetros objeto de estudio, analizando principalmente los porcentajes de remoción en cuanto a hierro y sulfatos, adicionalmente se identificó la acción de los microorganismos presentes en el sustrato utilizado en el biorreactor anaerobio.

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JUSTIFICACIÓN

Gracias a los recursos brindados por el subsuelo y la importancia que tienen los mismos para diferentes sectores industriales como el de la construcción y en algunos casos su comercio ilegal, los ambientes mineros han proliferado en todas las regiones del mundo, trayendo consigo desarrollo. De la misma forma contaminación a las fuentes hídricas ya que su “consumo de agua” es excesivo, debido a que se hace necesario su uso tanto en los procesos de explotación como de exploración. Por otro lado, las condiciones con las que es devuelto al medio, cambian de forma considerable, ya que aumenta la concentración de metales pesados, disminuye el oxígeno disuelto y baja el pH. Además, las continuas reacciones químicas causadas por la oxidación de metales, generan la acidificación de estas aguas, durante miles de años después del abandono y cierre de la mina. Los impactos ambientales más característicos son: la emisión de contaminantes al medio, daños a las comunidades vegetales y especies de fauna que viven en los sistemas acuáticos debido a la bioacumulación de metales, afectaciones en la salud de las personas y consecuencias económicas por la ocurrencia de desastres medioambientales asociados, como el rompimiento de diques de relaves mineros, siendo uno de los casos más conocidos el de Aznalcóllar en España. Para Colombia el sector minero - energético es la tercera actividad económica con más importancia del país, ya que se ha desarrollado por inversión extranjera1. Existe un escaso control de las autoridades ambientales por la escasa vigilancia de la legislación que asegure la implementación de medidas de mitigación. Este fenómeno frecuentemente es debido al estado de ilegalidad de algunas minas o a la baja tecnificación que se tiene para esta actividad, bien sea a gran escala o de forma artesanal. Cabe resaltar que Boyacá es el segundo departamento con mayor presencia de minería ilegal después de Córdoba.2 Según datos presentados por el Ministerio de Minas y Energía, Boyacá es el cuarto productor de carbón del país, con operaciones subterráneas a pequeña y mediana escala, las cuales se realizan principalmente de forma artesanal lo que evidencia

1 ANDI. Informe económico y de competitividad Balance 2017 y Perspectivas 2018. Colombia. 2018. Pag 25-28 2 Defensoría del Pueblo. Minería de hecho en Colombia. Defensoría Delegada para los Derechos Colectivos y del Ambiente. Imprenta Nacional de Colombia. 2015. Pgs 21,76,121

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que este tipo de prácticas carecen de una adecuada planeación, legalización y control por parte de las autoridades ambientales. Por otro lado, esta problemática se agrava por la falta de conciencia de los dueños de las minas en cuanto a las consecuencias que pueden tener a largo plazo; y de la falta de incentivos e información para que ellos puedan usar sistemas de tratamiento que permitan mitigar tal impacto. Como ingenieros ambientales se cuenta con la capacidad y la obligación de disminuir y ejercer control hacia los procesos productivos como la minería, en específico a los vertimientos que se generan en esta industria. Es así que se pretende evaluar la eficiencia de dicho tratamiento y generar conocimiento, que permita tener en cuenta esta alternativa para disminuir la contaminación, por drenajes ácido de mina, identificando si la actividad química o microbiológica presenta mejores eficiencias, comprobando que con el funcionamiento en conjunto se obtienen mejores resultados.

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1. OBJETIVOS 1.1 Objetivo general Evaluar las eficiencias de remoción de hierro y sulfatos en función de las reacciones fisicoquímicas y microbiológicas que se pueden presentar al interior de un biorreactor anaerobio. 1.2 Objetivos específicos

Simular el comportamiento de un biorreactor anaerobio teniendo en cuenta el tiempo de retención hidráulica; a través de la construcción a escala piloto de tres birreactores de flujo ascendente, donde el agua acida estará en recirculación continua.

Evaluar la reducción de hierro y sulfatos; preparando agua sintetica que permita controlar las concentraciones iniciales y simule las características de un agua acida proveniente de una mina de carbón.

Analizar los porcentajes de remoción de hierro y sulfatos de los prototipos de biorreactor anaerobio; comparando los resultados de los procesos y reacciones fisicoquímicas y microbiológicas que se presenten durante la experimentación, a través de pruebas de laboratorio.

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2. MARCO TEÓRICO 2.1 DRENAJES ÁCIDOS

Al respecto, Nordstrom y Alpers (1998)3 describen el proceso de oxidación de la pirita como principal responsable de la formación de aguas ácidas y, afirman que estas reacciones geoquímicas se aceleran en áreas mineras debido a que el aire entra en contacto con mayor facilidad con los sulfuros a través de las labores de acceso y la porosidad creada en las pilas de estériles y residuos, unido a ello, el cambio de composición química y el incremento de la superficie de contacto de las partículas. También afirman que los procesos físicos, químicos y biológicos tienen gran influencia en la generación, movilidad y atenuación de la contaminación ácida de las aguas, y los factores que más afectan a la generación ácida son el volumen, la concentración, el tamaño de grano y la distribución de la pirita. Así mismo, se señala que un drenaje es ácido cuando los minerales ácidos exceden

a los alcalinos, puede contener elevadas concentraciones de 𝑆𝑂4−2, Fe, Mn, Al y

otros iones, puede tener o no bajo pH, pero la presencia de Fe, Al y Mn disueltos

pueden generar iones 𝐻+ por hidrólisis (alta concentración iones 𝐻+) y bajar el pH. En cambio, en los drenajes de mina neutros o alcalinos (alcalinidad igual o mayor

que acidez) también pueden tener elevadas concentraciones de 𝑆𝑂4 −2, Fe, Mn y

otros solutos, pero la disolución de los minerales carbonatados neutraliza la acidez y remueven Fe, Al y otros iones metálicos, y sin embargo no afecta

significativamente la concentración de 𝑆𝑂4−2.

Generación de Acidez.

𝐹𝑒+2 + 0,25𝑂2 + 𝐻+ → 𝐹𝑒+3 + 0,5𝐻2𝑂 Ec.1

𝐹𝑒+3 + 3𝐻2𝑂 → 𝐹𝑒 (𝑂𝐻)3 + 3𝐻+ Ec. 2 En donde, Ec.1 puede ser guiada por varias especies de bacterias oxidantes de hierro y azufre (Thiobacillus ferrooxidans, Leptospirillum ferrooxidans y otras), que

convierten el 𝐹𝑒+2 a 𝐹𝑒+3 , esta reacción se produce a pH bajos y consume un mol de acidez. Las bacterias del género Ácidothiobacillus (previamente conocidas como

Thiobacillus) requieren 𝐶𝑂2 disuelto, 𝑂2 una forma reducida de Fe o de S, N y P para

3 NORDSTROM Kirk, ALPERS Charles. Negative pH, efflorescent mineralogy, and consequences for environmental restoration at the Iron Mountanin superfund site. Geology, Mineralogy, and Human Welfare. Vol 96. Pags 3455–3462 USA.1999

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su metabolismo, para ello, producen enzimas que catalizan las reacciones de oxidación y usan la energía liberada para transformar carbono inorgánico en materia

celular. Entre tanto, la Ec.2 muestra como la hidrólisis del 𝐹𝑒+3 se produce fundamentalmente a pH 2,7 y precipita en forma de hidróxido férrico, generando 3 moles de acidez (Ec.2).

𝐹𝑒𝑆2 + 14𝐹𝑒+3 + 8𝐻2𝑂 → 15𝐹𝑒+2 + 2𝑆𝑂4−2 + 16𝐻+ Ec. 3

En consecuencia, a pH bajos el ratio de oxidación de la pirita es controlado por la

concentración de 𝐹𝑒+3 porque interactúa con las superficies reactivas de los

sulfuros con mayor eficacia que el oxígeno, por tanto, en la Ec.3 el 𝐹𝑒+3 producido en la Ec.1 oxida a la pirita en ausencia de oxígeno y forma 16 moles de acidez. Por otra parte, la oxidación secuencial del átomo de azufre se inicia con la formación

del anión tiosulfato que es liberado en la solución junto con 𝐹𝑒+2 y finaliza en la

oxidación a sulfato por el 𝐹𝑒+3 , esto se refleja en la Ec. 4 y 5 en vez de la Ec. 4 (la Ec. 4 se produce en la superficie del sulfuro y la Ec. 5 en la solución):

𝐹𝑒𝑆2 + 6𝐹𝑒+3 + 3𝐻2𝑂 → 7𝐹𝑒+2 + 𝑆2𝑂3−2 + 6𝐻+ Ec. 4

𝑆2𝑂3−2 + 8𝐹𝑒+3 + 5𝐻2𝑂 → 8𝐹𝑒+2 + 2𝑆𝑂4

−2 + 10𝐻+ Ec. 5

Estos cambios químicos ocurren en la superficie del sulfuro (Ec. 4) son importantes al menos por dos aspectos: uno, la formación de minerales secundarios pueden formar una capa que cubra la superficie de los sulfuros, inhibiendo la difusión de oxidantes hacia la superficie de contacto y reduciendo la disolución del sulfuro; otro, la producción intermedia del azufre que se genera en la superficie puede ser utilizada como una fuente de energía por algunos microorganismos, lo que promueve la reactivación de la formación de acidez en el medio. 2.2 PROBLEMÁTICA RELACIONADA CON LOS DAM

Son muchos los casos documentados que se han presentado en todo el mundo de afectaciones al medio ambiente debido a la presencia de DAM, sobre todo en países como Estados Unidos y Canadá, además de algunos territorios de Sudamérica, África, Australia; siendo los dos primeros con mayor implementación de estrategias para mitigar los daños generados.

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De la misma forma esta problemática se ve presente aún más en los países en vía de desarrollo, ya que la minería es una de las principales actividades industriales que más ingresos generan, por ejemplo para Colombia es la tercera actividad económica con más importancia del país en donde el sector minero - energético se ha desarrollado por inversión extranjera, además de considerables exportaciones de oro, carbón y níquel4, pero con poca vigilancia de la legislación que asegure que se implementen medidas de mitigación. Por otro lado, esta problemática no se ve reflejada solo en el proceso de producción de la mina, sino también en la etapa de abandono ya que, si no se toman las medidas necesarias el continuo contacto del oxígeno atmosférico con el DAM generado en cada mina, hace que las reacciones continúan por miles de años. Según López et al (2002)5 indica que solo para el año 2000 la USEPA estimó la existencia de más de 4.400 km2 de zonas abandonadas por minas de carbón 15.625 km de cauces de ríos contaminados por drenaje ácido, 66 km2 de escombreras peligrosas y 3,5 km2 de presas inestables; de igual forma muchas problemáticas se han presentado por los bajos parámetros técnicos con los que se han construidos los diques de retención de residuos mineros, ya que pueden colapsar y generar impactos irreparables como el caso de Aznalcóllar en España. Para tal efecto el alcance que tienen las afectaciones va desde los cuerpos hídricos y por ende la biota acuática pasando por animales y plantas y así mismo los seres humanos que se benefician de estos, según López et al. 20026 existen varios informes sobre la mortandad de peces y crustáceos de ríos, afecciones al ganado, y destrucción de cultivos y riberas; siempre asociado a una coloración ocre-amarillenta de los lechos de ríos y lagos afectados, y un incremento de la turbiedad de las aguas. Como resultado se han estudiado diversos tipos de tratamiento siendo los convencionales de muy alto costo y de poco interés para las personas encargadas de implementarlos; es así que se ve la necesidad de buscar soluciones que sean de fácil aplicación y de bajo costo en las etapas de construcción, operación y mantenimiento, para mitigar y controlar la contaminación generada por los DAM. Por tal motivo se refleja la importancia del uso de los tratamientos pasivos, los más usados son los humedales bien sean aerobios o anaerobios, los drenajes anóxicos

4 IBID 1, Pag 30-32 5 López Palmo, Et al. Tratamientos pasivos de drenajes ácidos de mina: estado actual y perspectivas de futuro. Boletín Geológico y Minero. 2002. Pag 30 6 IBID, Pag 33-34

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calizos (ALD) y los sistemas de producción de alcalinidad (SAPS), ya que varios estudios han demostrado su eficiencia por altas tasas de remoción de sulfatos, hierro, plomo, cadmio, entre otros; además del aumento significativo de la alcalinidad gracias al uso de piedra caliza. 2.3 TRATAMIENTO POR MÉTODOS PASIVOS DE DRENAJES ÁCIDOS

Considerando que los sistemas pasivos tienen mayor eficacia en el tratamiento de pequeños caudales, como los que se generan en minas abandonadas, conviene realizar primero la estabilización física y geotécnica de las estructuras mineras a clausurar, seguido de los trabajos de sellado y restauración para minimizar las descargas de efluentes. Una vez recogido los drenajes residuales y antes de elegir el sistema de tratamiento, se debe proceder a su caracterización geoquímica (pH, oxígeno disuelto, conductividad, contenido de metales y otros), colocando especial atención a las condiciones hidrológicas del lugar, así como a los cambios de temperatura y clima. Entre los principales aspectos a tener en cuenta en el diseño de un sistema pasivo, se tienen: las características del agua a tratar, el área o superficie, la geometría del dispositivo, la profundidad de las celdas, el tiempo de retención hidráulica y la composición del substrato. Por lo general para tratar la acidez proveniente de un agua ácida, en los sistemas pasivos se utiliza piedra caliza, la cual es rica en carbonato de calcio, que, si se encuentra en solución con sulfatos, me puede

generar precipitados de sulfato de calcio, agua y 𝐶𝑂2.

𝐶𝑎𝐶𝑂3 + 𝑆𝑂4−2 + 2𝐻+ → 𝐶𝑎𝑆𝑂4 + 𝐻2𝑂 + 𝐶𝑂2 Ec. 6

2.4 BIORREACTORES ANAEROBIOS

En este tipo de biorreactor el agua de mina fluye por gravedad y el incremento del pH hasta niveles cercanos al neutro se debe a la alcalinidad de los bicarbonatos que se generan en el sistema a partir de la reducción anaerobia del sulfato y la

disolución de la caliza (𝐶𝑎𝐶𝑂3); para evitar que se produzcan procesos aerobios que desencadenen la generación de acidez metálica a través de la hidrólisis de algunos metales, se recurre al pretratamiento del agua ácida con caliza en condiciones atmosféricas.

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Se sugiere que, para favorecer las condiciones anóxicas, y su correcto funcionamiento, la altura de la lámina de agua ha de superar los 30 cm. Esta lámina cubre un sustrato permeable de un espesor de 30-60 cm formado mayoritariamente por material orgánico (70-90% de estiércol, compost, turba, heno, aserrín, etc.), que está entremezclado o bien dispuesto sobre una capa de caliza7. La finalidad del

substrato orgánico es eliminar el oxígeno disuelto, reducir el 𝐹𝑒+3 a 𝐹𝑒+2 , y generar alcalinidad mediante procesos químicos o con intervención de microorganismos. Estos sistemas operan en permanente inundación, el agua fluye a través del substrato orgánico. En éste, se desarrollan bacterias anaerobias sulfo-reductoras (Desulfovibrio y Desulfomaculum) capaces de utilizar su reacción con la materia

orgánica del substrato (𝐶𝐻2𝑂) y el sulfato disuelto en el agua intersticial como fuente de energía para su metabolismo8. Esta reducción bacteriana del sulfato genera ácido sulfhídrico, o azufre elemental,

y alcalinidad mediante las siguientes reacciones (donde 𝐶𝐻2𝑂 es la representación genérica de la materia orgánica) (Skousen et al., 2002; Hedin, 1997)9.

𝑆𝑂4−2 + 2𝐶𝐻2𝑂 + 𝐵𝑎𝑐𝑡𝑒𝑟𝑖𝑎𝑠 → 𝐻2𝑆 + 2𝐻𝐶𝑂3

− Ec. 7

𝑆𝑂4−2 + 2𝐶𝐻2𝑂 +

1

2𝑂2 + 𝐵𝑎𝑐𝑡𝑒𝑟𝑖𝑎𝑠 → 𝑆0 + 𝐻2𝑂 + 2𝐻𝐶𝑂3

− Ec. 8

En el proceso de reducción bacteriana del sulfato en ambiente anóxico también se reduce la acidez mineral potencial debida al hierro y otros metales al precipitar como sulfuros.

𝑆𝑂4−2 + 2𝐶𝐻2𝑂 + 𝐹𝑒+2 → 𝐹𝑒𝑆 + 2𝐶𝑂2 + 𝐻2𝑂 Ec. 9

No obstante, otra fuente de alcalinidad, también generada en el substrato, es la disolución de la caliza al reaccionar con la acidez del influente.

𝐶𝑎𝐶𝑂3 + 𝐻+ → 𝐶𝑎+2 + 𝐻𝐶𝑂3− Ec. 10

7 ADUVIRE Osvaldo. Drenaje Ácido de Mina Generación y Tratamiento. Instituto Geológico y Minero de España Dirección de Recursos Minerales y Geoambiente. 2006. 8 IBID 5 9 SKOUSEN Jeffey, et al. Acidbase accouting to predict post-mining drainage quality on surface mines. Journal of Environmental Quality. Vol 31. Pag 34-44.

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Al mismo tiempo el bicarbonato generado por la disolución de la caliza y/o la reducción bacteriana del sulfato neutraliza la acidez protónica dentro del biorreactor mediante la siguiente reacción:

𝐻𝐶𝑂3− + 𝐻+ → 𝐶𝑂2 + 𝐻2𝑂 Ec. 11

En síntesis, la remoción de metales en biorreactores anaerobios se debe a una combinación de procesos físicos, químicos y biológicos que incluyen la dilución, dispersión, oxidación/reducción, precipitación/ coprecipitación, adsorción e intercambio iónico; que tienen lugar entre los sedimentos en suspensión y el sustrato del biorreactor10. De estos procesos, la precipitación de óxidos, oxihidróxidos o hidróxidos metálicos remueve metales de la columna de agua y los incorpora y acumula en los sedimentos del biorreactor. Por su parte el sustrato es rico en materia orgánica descompuesta (compost, turba, estiércol, otros) para iniciar y mantener los procesos de reducción del sulfato y eliminar el oxígeno disuelto en el agua. Además, la materia orgánica es una importante fuente de energía para el metabolismo microbiano11. El intercambio iónico y la adsorción ocurren en el substrato y/o en la interface agua/substrato, son promovidos fundamentalmente por la materia orgánica, las arcillas y se constituyen como los principales mecanismos de remoción de metales. Con referencia a lo anteriormente expuesto, se debe diferenciar entre los biorreactores anaerobios y los humedales anaerobios, ya que a pesar de que funcionan bajo el mismo principio de precipitar metales pesados y están conformados por los mismos materiales; su diferencia recae en la presencia de macrófitas. En cuanto a que este es un rasgo que distingue a los humedales de los biorreactores12, debido a que muchas veces las raíces de algunas plantas pueden ser muy penetrantes y permiten el ingreso de oxígeno a las zonas anaeróbicas por lo que se pueden afectar los procesos reductivos.13

10 IBID 7 11 IBID7 12 GUEVARA Álvaro. Utilización de los humedales construidos en el tratamiento de drenajes acidos de mina. Colombia. 2012. Pag 86-87. 13 JOHNSON Barrie, HALLBERG Kevin. Acid mine drainage remediation options: a review. Science of The Total Environment. Vol 338. 2005. Pag 3-14

25

2.5 CAPACIDAD DE INTERCAMBIO CATIÓNICO DE LAS ARCILLAS

La capacidad de intercambio catiónico (CEC) se puede definir como la suma de todos los cationes de cambio que un mineral puede adsorber a un determinado pH. Se puede expresar como el número total de cationes intercambiables que un suelo que es capaz de retener (cantidad total de carga negativa), conocer este valor es fundamental, ya que indica el potencial de un suelo para retener e intercambiar nutrientes, su comportamiento con los metales pesados y con el agua. Es equivalente a la medida del total de cargas negativas del mineral. Estas cargas negativas pueden ser generadas de tres formas diferentes: ● Sustituciones isomórficas dentro de la estructura. ● Enlaces insaturados en los bordes y superficies externas. ● Disociación de los grupos hidroxilos accesibles. El primer tipo es conocido como carga permanente y supone un 80 % de la carga neta de la partícula; además es independiente de las condiciones de pH y actividad iónica del medio. Los dos últimos tipos de origen varían en función del pH y de la actividad iónica. Capacidad de absorción Algunas arcillas encuentran su principal campo de aplicación en el sector de los absorbentes de elementos como agua u otras moléculas en el espacio interlaminar (esmectitas) o en los canales estructurales (sepiolita y paligorskita). La capacidad de absorción está directamente relacionada con las características texturales (superficie específica y porosidad). Se puede hablar de dos tipos de procesos que difícilmente se dan de forma aislada: absorción (cuando se trata fundamentalmente de procesos físicos como la retención por capilaridad) y adsorción (cuando existe una interacción de tipo químico entre el adsorbente, en este caso la arcilla, y el líquido o gas adsorbido, denominado adsorbato).

26

2.6 BACTERIAS SULFATO-REDUCTORAS.

Las Bacterias Sulfato-Reductoras (BSR) son microorganismos anaerobios obligados, metabólicamente versátiles provenientes de varias familias y diferentes géneros, utilizan sulfato u otros compuestos oxidados de azufre como aceptor final de electrones (agente oxidante) para la producción de H2S. Pueden crecer de forma heterotrófica usando moléculas orgánicas de bajo peso molecular y de manera autotrófica usando hidrógeno y dióxido de carbono14. Las BSR son notablemente adaptables y se encuentran principalmente en ambientes anóxicos ricos en sulfatos. Han sido descubiertas en suelos, lodos de estuarios, en aguas dulces, de alcantarillado, marinas, salobres, termales y áreas geotermales, depósitos de sulfuro, en pozos petroleros y de gas, y en el intestino de mamíferos e insectos15. En consecuencia, una forma tradicional muy sencilla y adecuada de clasificarlas está dada con base a su capacidad para degradar la materia orgánica en forma parcial o total. De acuerdo a esta propiedad pueden ser divididas en dos grupos principales: 1) Oxidantes incompletas del sustrato, que generan acetato como producto final. 2) Las oxidantes completas del sustrato a dióxido de carbono y sulfuro. Por su parte, las bacterias reductoras de sulfato también pueden crecer al dividir el tiosulfato, el sulfito y el azufre, lo que resulta en la formación de sulfato y sulfuro16. El proceso del metabolismo del azufre implica el requerimiento de ATP para reducir el sulfato mediante dos enzimas clave, la adenililsulfato reductasa y el bisulfito reductasa. En este sentido implica la activación de sulfato y la reducción de sulfato a sulfito, la reducción de sulfito a sulfuro y la reducción elemental de azufre17. Los acidófilos oxidantes del azufre también pueden acoplar la oxidación del azufre a la reducción del hierro que se ha observado en At. thiooxidants y en. ferrooxidans18

14 NAGPAL S, et al. Microbial Sulphate Reduction in a Liquid-Solid Fluidised Bed Reactor. Biotechnology and Bioengineering. Vol 70. 2000. Pag 370-380 15 POSTGATE JR. The Sulfate ‐ Reducing Bacteria (2nd Edition. 1983 16 MUYZER Gerard, STAMS Alfons. The ecology and biotechnology of sulphate-reducing bacteria. Nature reviews microbiology. Vol 6. 2008. Pag 41-54 17 BARTON Larry, FAUQUE Guy. Bioquímica, fisiología y biotecnología de las bacterias

reductoras de sulfato", Avances en Microbiología Aplicada, vol. 68, 2009, pp. 41-98 18 IBID 13

27

3. DISEÑO METODOLÓGICO

La investigación presentada a continuación, es de tipo cuantitativa, experimental, debido a que gracias a la preparación del sustrato y del agua acida a utilizar; se pudo controlar las concentraciones iniciales de los mismos, además con las pruebas de laboratorio se puede cuantificar, analizar y describir los comportamientos que tuvieron los diferentes parámetros durante la recirculación.

Asimismo, se tuvieron en cuenta variables dependientes e independientes como lo

son:

Variables dependientes: son las características propias del agua recirculada en los

diferentes prototipos, medidos como parámetros tales como: hierro, sulfatos, acidez,

alcalinidad, pH y oxígeno disuelto. Variables independientes: son los compuestos

preparados, es decir: el agua acida generada a nivel laboratorio con

concentraciones iniciales deseadas, como se explica más adelante. Los sustratos

preparados para cada prototipo, dependiendo de su especificación en sustrato

químico, orgánico y total.

3.1 CARACTERIZACIÓN DE COMPONENTES Dentro del marco de investigación se planteó el uso de diferentes compuestos que conformaron el sustrato. Cada uno de ellos cumple una función específica, que permite que el tratamiento se realice de la forma esperada sobre los paramentos principalmente analizados como los son hierro y sulfatos, explicados a continuación. Arcilla: Este material se usó principalmente por sus características de absorción y adsorción, ya que pueden absorber agua u otras moléculas en el espacio interlaminar dependiendo de su clasificación, por ejemplo, las esmectitas, o en los canales estructurales sepiolita y paligorskita19. La capacidad de adsorción es decir cuando existe una interacción de tipo químico entre el adsorbente, en este caso la arcilla y el adsorbato el agua acida, se evidencia

19 GARCIA Emilia. Las arcillas propiedades y usos. Universidad Complutense. Madrid. Pág 9-10

28

con la capacidad de intercambio catiónico (CIC); de acuerdo a los resultados obtenidos la arcilla empleada en el estudio es dickita con un CIC bajo que varía entre los rangos de 3 – 15 meq/100g20, por lo tanto, presenta bajas eficiencias en la adsorción de iones metálicos tales como el hierro. Piedra Caliza: Es uno de los elementos fundamentales, en el tratamiento pasivo que se llevó a cabo con los prototipos, puesto que es el encargado de aumentar el pH del agua acida preparada, debido a la generación de carbonatos y bicarbonatos (Ecuaciones 6,10 y 11), además de precipitar los iones ferrosos ya que puede reaccionar con oxígeno y agua, para formar hidróxidos.

𝐹𝑒+2 + 0.25 𝑂2 + 2.5𝐻2𝑂→ 𝐹𝑒 (𝑂𝐻)3 + 2𝐻+ Ec.12

Por otro lado, se puede dar que el ion ferroso reacciona con oxígeno y bicarbonato, para formar oxihidróxido de hierro, agua y CO2, siendo este un proceso reversible o reaccionar solamente con el bicarbonato y producir carbonato de hierro y iones H+.

𝐹𝑒+2+ 1/4 𝑂2+ 2𝐻𝐶𝑂3− → 𝐹𝑒𝑂 (𝑂𝐻) + 1/2 𝐻2𝑂 + 2𝐶𝑂2 Ec. 13

𝐹𝑒+2 + 𝐻𝐶𝑂3− → 𝐹𝑒𝐶𝑂3

−2 + 𝐻+ Ec. 14

Imagen 1. Piedra caliza .

Fuente: Las autoras

20 CONTRERAS M, et al. Estudio de adsorción de fenantreno en diferentes tipos de arcilla. Informes técnicos Ciemat. Editorial Ciemat. 2003. Pg 81-90.

29

3.1.1 Caracterización de sustrato Para la preparación del sustrato se realizó una mezcla reactiva que contiene más de una fuente de carbono orgánico21. Se tuvieron en cuenta dos tipos diferentes de componentes: a) sustancias relativamente biodegradables: heces de caballo y lodos de la PTAR de Tunja, que corresponden a fuentes complejas de carbono orgánico, y b) sustancias relativamente recalcitrantes como el aserrín y la cascarilla de arroz, que hacen las veces de residuos celulósicos. Con la mezcla de estos dos componentes se logra suministrar fuentes de carbono ya sea a corto mediano o largo plazo a las bacterias sulfato-reductoras22. Imagen 2. Heces de caballo.

Fuente: Las autoras

21 KEFENI Kebede, MSAGATI Titus, MAMBA Bhekie. Acid mine drainage: prevention, treatment options, and resource recovery: a review. Journal of Cleaner Production. vol. 151, pag 475-493. 2017 22 VASQUEZ Yaneth. Biochemical passive reactors for treatment of acid mine drainage: effect of hydraulic retention time on changes in efficiency, composition of reactive mixture, and microbial activity. Chemosphere. Vol. 153, p. 244-253. 2016.

30

Las heces de caballo y los lodos de la PTAR se emplearon de acuerdo a estudios comparativos realizados por (Neculita y Gelves)23 24. Quienes emplean distintos sustratos orgánicos usados en diferentes biorreactores, para luego confrontar las eficiencias en cada uno de estos. Según la literatura estos componentes presenta mayores eficiencias de remoción porque tienen una mayor presencia de bacterias sulfato reductoras.25 Imagen 3. Muestra de lodos secos

Fuente: Las autoras Se preparó una única mezcla reactiva para los dos prototipos (orgánico y total) buscando mantener los mismos componentes mezclados en las mismas proporciones. Para la preparación total del sustrato, se tuvo en cuenta el volumen de cada uno de estos, cada fracción es equivalente a 0,01 metros cúbicos (medido en un balde aforado de 10 litros). En seguida, se realizó la reducción de arcilla y de heces de caballo para evitar fracciones muy grandes, que generen obstrucción dentro del dispositivo. Por medio

23 NECULITA Carmen, ZAGURY Gérald, BUSSIÈRE Bruno. Passive treatment of acid mine drainage in bioreactors using sulfate-reducing bacteria. Journal of Environmental Quality. vol. 36, no 1, pag 1-16. 2007 24 GELVEZ German, LAVERDE Dionisio, ESCALANTE Humberto. Remoción de metales pesados de drenajes ácidos de minas de carbón usando bacterias sulfato reductoras. Revista ion. vol. 21, no 1, p. 71-78. 2008 25 PÉREZ Norma. SCHWARZ Alex, URRUTIA Homero. Tratamiento del drenaje ácido de minas: estudio de reducción de sulfato en mezclas orgánicas. Tecnol. cienc. agua [online]. 2017, vol.8, pag 53-64.

31

de volteo, se homogenizó la mezcla de componentes para garantizar una distribución adecuada del medio. El volumen del sustrato en cada uno de los biorreactores fue de aproximadamente 0,0046 m3. Para la preparación de los sustratos independientemente de su composición se tuvo en cuenta el método del cuarteo26, con el fin de mantener una mezcla homogénea y por lo tanto adecuada para usarla en el tratamiento. Por tal motivo se realizó una mezcla de los sustratos, dependiendo al prototipo que correspondían; luego se dividió la totalidad de la muestra en cuatro partes distintas, para que posteriormente se mezclaran solo dos partes opuestas de la misma; finalmente esta última se dividió en cuatro y se mezclaron las dos partes opuesta para obtener un volumen menor del sustrato. 3.1.2 Caracterización de agua ácida

Con el fin de controlar las variables propuestas en los objetivos de la presente investigación, se preparó agua sintética a nivel laboratorio con los niveles deseados de hierro, sulfatos y acidez que simularan las concentraciones típicas de un drenaje ácido de mina. Igualmente, la oxidación de la pirita no tiene lugar hasta liberar todos sus productos al estado disuelto, transformándolos inicialmente en la acumulación de minerales secundarios llamados “minerales generadores de acidez” (MGA), entre los más comunes se tiene la melanterita (FeSO47H20)27. En relación con estas implicaciones, se usó sulfato de hierro heptahidratado como soluto. Para conocer la cantidad a emplear; se realizó un cálculo estequiométrico que permitió conocer, que al agregar 89,46 gr se obtenía una concentración de 1000ppm de hierro. Se procedió a agregar esta cantidad en 1 Litro de agua, la cual se puso en el agitador, hasta que se disolvió completamente, a continuación, se agregó a los 17 litros restantes contenidos en la garrafa, que fue previamente lavada con rigurosidad para evitar interferencias, después se agitó completamente la muestra para agregar el ácido sulfúrico hasta bajar el pH a un rango entre 2,5 – 3,0.

26 Biblioteca virtual de desarrollo sostenible y salud ambiental. Guía para caracterización de residuos sólidos domiciliarios. España, pag 11 27 IBID 7

32

Se hizo necesario este último paso para el agua utilizada en los prototipos químico y total; ya que para el prototipo orgánico el agua solo se prepara con concentración de hierro y sulfatos ya que al no estar presente la piedra caliza que aumenta la alcalinidad, se podía ver afectada la presencia y crecimiento de los microorganismos. Imagen 4. Preparación agua acida

Fuente: Las autoras 3.2 PROTOTIPOS

Se propuso la elaboración y puesta en marcha de tres prototipos, los cuales poseían unas dimensiones de: Área 0,0091 m2, caudal de 29,15 L/día y un TRH de 5 días; este último con el fin de simular las características reales de un biorreactor anaerobio a escala piloto, que permitiera generar un ambiente propicio para la adaptación de las comunidades microbiológicas28. El diseño contemplado conto con una altura establecida de las capas que componen el medio, distribuidos mediante la técnica inter-capa: en la base del prototipo se agregaron canicas o piedra caliza según sea el caso ocupando un espacio de (0.4 m); esto para mantener las mismas proporciones de los sustratos en los 3 prototipos y de esta forma comparar los resultados, determinando el porcentaje de remoción para cada biorreactor.

28Vásquez, Y, et al. Effect of hydraulic retention time on microbial community in biochemical passive reactors during treatment of acid mine drainage. Departamento de Ciencias Naturales. Facultad de Ingeniería y Ciencias Básicas. Universidad Central. Bogotá, Colombia. 2017. Pag 12

33

A continuación, se adicionó el sustrato preparado con una proporción de (0.5 m) esto con el fin de mantener las condiciones anóxicas29, por último, se dejó una lámina de agua a (0,3 m); buscando cumplir con las características de un biorreactor anaerobio. Por otra parte, se instaló una bomba sumergible de 120 voltios AC, para que el agua recirculara por un tiempo de 5 días; con el fin de crear un ambiente óptimo para el crecimiento de las bacterias sulfato reductoras. En consecuencia, se instaló una cánula venosa en la manguera de la bomba, para controlar el caudal de recirculación, de esta forma no afectar los procesos y propiedades de cada uno de los sustratos y no generar sellamiento; además, fomentar las condiciones de contacto optimas que permitieron simular el flujo en este tipo de tratamientos. Se resalta que en el diseño de los biorreactores no se tuvo en cuenta el uso de macrófitas debido al área superficial, ya que se hace necesario un mayor tiempo de adaptación de las mismas y pueden incidir en la obstrucción de las válvulas en donde se toman las muestras. Por otro lado, solo se realizó el seguimiento de remoción de dos contaminantes: hierro y sulfatos, además de la variación en los parámetros tales como: acidez, alcalinidad, pH y oxígeno disuelto. De esta forma se planteó separar los sustratos en función de sus características fisicoquímicas y biológicas de la siguiente manera:

29 IBID 5

34

Figura 1 Diseño prototipo con sustrato orgánico Fuente: Las Autoras Figura 2 Diseño prototipo con sustrato químico

Fuente: Las Autoras

35

Figura 3 Diseño prototipo con totalidad de sustratos

Fuente: Las Autoras 3.2.1 Prototipo con sustrato orgánico (B.O)

Se pretendió establecer condiciones microbiológicas para lo cual se utilizó: aserrín, cascarilla de arroz, heces de caballo y lodos de la PTAR de Tunja con una relación volumétrica de 2:2:1:1 respectivamente. Teniendo en cuenta que estos porcentajes fueran los adecuados para permitir la inoculación del sustrato, y de esta forma las bacterias tuviesen la capacidad de adaptarse y proliferarse, usando los nutrientes proporcionados en el medio. Por otro lado, en la base del mismo se colocaron canicas ya que son de un material inerte que ocupa el espacio que en los otros prototipos es el de la piedra caliza, permitiendo el paso del agua sin ninguna alteración de las condiciones del tratamiento.

36

Imagen 5. Canicas biorreactor organico

Fuente: Las autoras 3.2.2 Prototipo con sustrato químico (B.Q)

Se generaron condiciones que permitieron que se dieran reacciones químicas utilizando una mezcla de arcilla y grava, con una relación de 2:6 respectivamente, para mantener las proporciones de los componentes del sustrato en comparación a los demás prototipos. Con esta finalidad se usó grava para evitar que la arcilla, debido a sus características de expansión en contacto con el agua pueda generar obstrucciones y sellamiento dentro del mismo, además para poder garantizar la porosidad y distribución adecuada del medio para el buen funcionamiento del prototipo; en la base se usó piedra caliza para ocupar un espacio de 0,4m y de esta forma permitiera el paso del agua y aumentara su pH.

37

Imagen 6. Mezcla sustratos biorreactor químico

Fuente: Las autoras 3.2.3 Prototipo Total (B.T)

Se planteó llevar a cabo ambos procesos (químico - microbiológico) introduciendo de esta forma: arcilla, aserrín, cascarilla de arroz heces de caballo y lodos de la PTAR de Tunja con una relación 2:2:2:1:1, además se agregó piedra caliza en la base del prototipo para efectos de cambio de pH. Como resultado, se comparó el trabajo en conjunto de todos los sustratos, ya que al analizar los procesos y reacciones químicas y microbiológicas de cada sustrato por separado permite determinar, los porcentajes de remoción que se dan en cada proceso bien sea químico, microbiológico o en conjunto. Con esta finalidad estudiar las eficiencias de remoción en cuanto a hierro y sulfatos

38

Imagen 7. Mezcla sustratos biorreactor total

Fuente: Las autoras Imagen 8. Prototipos en funcionamiento

Fuente: Las autoras 3.3 PRUEBAS DE LABORATORIO

Para el objeto de investigación se tomaron 200 ml de muestra para cada prototipo, cada 24 horas desde el inicio de operación del dispositivo y por los 5 días que la muestra estuvo en recirculación. De esta forma se planteó el funcionamiento de los dispositivos por un tiempo de 4 semanas de las cuales la semana 1 y 3 eran de adaptación para los microrganismos en el biorreactor anaerobio y la 2 y la 4 de funcionamiento con el agua acida preparada en laboratorio. Con el fin de corroborar los resultados obtenidos durante estas últimas y obtener datos más exactos.

39

Es así que las muestras una vez tomadas del dispositivo se conservaron en el refrigerador a una temperatura de 10 °c y se llevaron al laboratorio teniendo en cuenta las recomendaciones de conservación y tiempos de almacenamiento máximo establecidos por el IDEAM30 para conservación de muestras de vertimiento. Para tal efecto se tomaron de forma tal que no tuviese contacto directo con el ambiente y que se agitara lo menos posible, además se empacaron en recipientes de vidrio cerrados herméticamente cada uno con su respectiva cadena de custodia. No obstante para todas las muestras y en todos los parámetros, exceptuando oxígeno disuelto y pH, se realizaron diluciones con agua destilada; para las pruebas de sulfatos en su mayoría se realizaron de 1 ml de muestra en 100 ml de agua destilada; para hierro total fueron en su mayoría de 1 ml de muestra en 500 ml de agua destilada y 1 ml de muestra en 1000 ml de agua destilada; por ultimo para acidez y alcalinidad se usó una dilución de 10 ml de muestra en 100 ml de agua destilada; esto último dependiendo de los limites detectables por el espectrofotómetro. Finalmente, las pruebas realizadas para cada parámetro se hicieron por duplicado, ya que de esta forma se logró promediar y obtener resultados más confiables, así que el total de pruebas fue de 120 y los parámetros a analizar fueron: pH, Oxígeno Disuelto, Acidez, Alcalinidad, Hierro y Sulfatos respectivamente como se describe a continuación en la tabla 1.

Descripción pruebas de laboratorio

Descripción Pruebas de Laboratorio

Parámetro Método N° de pruebas

Alcalinidad Titulométrico SM2320B 24

Acidez Titulométrico SM2310B 24

Sulfatos Tubidimétrico SM4500-𝑆𝑂4−2 E 24

Hierro Total Colorimétrico SM3500 Fe B 24

Oxígeno Disuelto Método in-situ 24

pH Método in-situ 24

TOTAL 120

Fuente: Las Autoras

30 Instituto de Hidrología, Meteorología y Estudios Ambientales. Instructivo para la toma de muestras de aguas residuales. Bogotá, 2007. pag 6-7

40

Imagen 9. Pruebas de laboratorio Fuente: Las autoras

41

4. RESULTADOS, ANÁLISIS Y DISCUSIÓN 4.1 RESULTADOS Periodo de acondicionamiento Para lograr las condiciones anaerobias en el biorreactor y asegurar la presencia y crecimiento de las bacterias sulfato-reductoras, se recirculó agua de bolsa con un TRH de 5 días y se realizó el respectivo análisis de la muestra antes de ingresar al prototipo y después, obteniendo los siguientes datos:

Datos periodo de acondicionamiento

PARÁMETRO

UNIDADES

AGUA EN RECIRCULACIÓN

DATO INICIAL

DATO FINAL

B.O B.Q B.T

Alcalinidad mg/L 20 17,5 30 27,5

Acidez mg/L 15 20 12,5 7,5

Hierro mg/L 0,075 0,07 0,065 0,068

Sulfatos mg/L 17,98 16,14 17,97 16,405

pH Unidades de pH

7,01 5,99 7,4 7,4

Oxígeno disuelto

mg/L 4,78 4,06 6,91 4,20

Fuente: Las autoras Se puede evidenciar que, en el periodo de recirculación, los parámetros tuvieron un compartimiento proporcional a las condiciones dadas por cada uno de los prototipos, por tal motivo se evidenció una disminución de sulfatos de una concentración inicial de 17,98 mg/L a 16,14 mg/L en el biorreactor orgánico y de 16,40 mg/L en el total. Por otro lado el oxígeno disuelto también disminuye en los mismos biorreactores, debido a la presencia inicial de bacterias heterótrofas aerobias que agotan el mismo, permitiendo la colonización del medio por bacterias anaerobias, las cuales gobiernan los procesos de reducción, en este caso las sulfato reductoras.

42

Muestra de agua acida Una vez terminado el periodo de acondicionamiento se realizó un análisis de la muestra preparada a nivel laboratorio antes de ingresar al dispositivo, asimismo se efectuó el respectivo análisis de cada uno de los parámetros, tal como se muestra en la Tabla 3.

Datos agua acida sintética

PARÁMETRO UNIDADES MUESTRA Orgánica

Muestra acida BQ

Muestra acida BT

Alcalinidad mg/L 212,5 0 0

Acidez mg/L 1562,5 1175 1175

Hierro mg/L 1027,5 1140 1140

Sulfatos mg/L 2482,5 2736,75 2736,75

pH Unidades de pH

5,62 2,54 2,55

Oxígeno disuelto mg/L 4,43 6,01 5,01

Fuente: Las autoras Como se puede observar en cuanto a los parámetros iniciales tales como la acidez alcalinidad y pH, varían dependiendo las reacciones químicas que se dan en el momento de preparar el agua. De acuerdo a los datos iniciales de hierro, se evidencia la variación en la concentración de este parámetro, tanto en la muestra orgánica y la muestra acida, ya que al tener que preparar grandes cantidades de muestra, se hicieron por separado. En consecuencia se generaron posibles cambios, debido al error humano en cuanto a la medición exacta del soluto y al correcto lavado de los materiales. Según el estudio se puede deducir que para el biorreactor orgánico la muestra presentó una concentración de acidez de 1562,5 mg/L, muy alta con respecto a la muestra preparada para los biorreactores químico y total; debido a que el sulfato de hierro heptahidratado al mezclarlo con el agua produjo ácido sulfúrico e hidróxido de hierro. Este último demuestra la presencia de alcalinidad con una concentración de 212,5 mg/L, y el ácido sulfúrico hace que el pH disminuya de 7,01 a 5,62 sin embargo existe un efecto amortiguador por parte del agua y los iones OH- provenientes del hidróxido de hierro que no permiten que este baje en gran proporción.

43

Por otra parte en cuanto a los biorreactores químico y total las concentraciones de acidez fueron de 1175 mg/L, las cuales fueron bajas con respecto al biorreactor orgánico, es así que se puede inferir que al usar el ácido sulfúrico en la mezcla de sulfato de hierro heptahidratado y agua, género que la molécula de hierro separara las moléculas de ácido sulfúrico para que los sulfatos se agregaran y formaron sulfato ferroso y dejo de forma libre las moléculas de H+ que por consiguiente bajaron el pH 31 32. Las concentraciones de los parámetros del agua preparada para el biorreactor químico y total varían debido a posibles alteraciones en el momento de la preparación, cabe resaltar que esta no es representativa. Periodo de recirculación del agua acida sintética A continuación, se presentan los resultados obtenidos en laboratorio para cada uno de los parámetros en los tres biorreactores a analizar, además de la muestra inicial.

Datos obtenidos para el biorreactor orgánico

BIORREACTOR ORGÁNICO

TRH (Días)

ALCALINIDAD (mg/L)

ACIDEZ (mg/L)

HIERRO (mg/L)

SULFATOS (mg/L)

PH (Unidades

de pH) OD

(mg/L)

0 212,5 1562,5 1027,5 2482,5 5,62 5,43

1 187,5 1650 785 2462,25 5,25 5,06

2 212,5 1237,5 653,75 2413,5 6,22 6,57

3 162,5 1362,5 513,75 1537 4,49 6,29

4 162,5 1275 607,5 1654,5 4,87 6,76

5 200 1337,5 786,25 1822 5,31 5,81

Fuente: Las Autoras

31 IBID 7, pág 60. 32 BAIRD Rodger WEF, EATON Andrew AWWA, RICE Eugene APHA. ESTANDAR METHODS OF WATER AND WASTEWATER.2017. Método 2310 Titration Method. American Public Healt Association

44

De acuerdo a la tabla anterior, el valor de hierro se ve aumentado debido a la posible formación de nuevos compuestos, por otro lado se observa la desorción del mismo a partir del día 4, el cual pudo provenir del sustrato lo que igualmente puede aumentar los sulfatos.

Datos obtenidos para el biorreactor químico

BIORREACTOR QUÍMICO

TRH (Días)

ALCALINIDAD (mg/L)

ACIDEZ (mg/L)

HIERRO (mg/L)

SULFATOS (mg/L)

PH (Unidades

de pH)

OD (mg/L)

0 0 1175 1140 2736,75 2,54 6,01

1 187,5 750 836,25 2646 5,57 6,82

2 150 687,5 800 2669,75 5,68 6,45

3 150 612,5 685 2275 5,33 6,61

4 150 575 557,5 1814,25 5,40 6,80

5 137,5 712,5 697,5 2406,75 4,92 6,13

Fuente: Las Autoras

Datos obtenidos para el biorreactor total

BIORREACTOR TOTAL

TRH (Días)

ALCALINIDAD (mg/L)

ACIDEZ (mg/L)

HIERRO (mg/L)

SULFATOS (mg/L)

PH (Unidades de pH)

OD (mg/L)

0 0 1175 1140 2736,75 2,55 5,01

1 100 712,5 952,5 1723,5 6,05 5,96

2 187,5 750 817,5 1649,5 6,45 5,89

3 212,5 712,5 636,25 1695,25 6,50 5,83

4 212,5 637,5 327,5 1587,25 6,04 4,56

5 175 800 446,25 1730,5 5,58 5,31

Fuente: Las Autoras

45

4.2 ANÁLISIS Y DISCUSIÓN DE RESULTADOS ALCALINIDAD Gráfica 1 Variación de la alcalinidad

Fuente: Las Autoras En la gráfica número 1 se puede apreciar el comportamiento de la concentración de la alcalinidad en los tres biorreactores con respecto al TRH, es así que, para el biorreactor orgánico la alcalinidad inicial es de 212,5 mg/L y va disminuyendo debido a que en este prototipo no está presente la piedra caliza, del día 1 al día 2 aumenta en menor proporción, del día 2 al día 4 vuelve a disminuir y se evidencia un aumento en el día 5. Por lo anteriormente expuesto se puede deducir que existe un comportamiento cíclico debido a la presencia de bacterias sulfato reductoras y ferro reductoras que se adaptan al medio y empiezan a consumir las fuentes de carbono proporcionadas por la cascarilla de arroz y el aserrín; por otro lado, se puede deber a la descomposición de la materia orgánica. Por otra parte, en el biorreactor químico el día 0 presenta una concentración nula

debido a la presencia de iones 𝐻+ que fueron aportados por el ácido sulfúrico, usado para bajar el pH, con referencia al primer día se evidencia un cambio abrupto debido a la presencia de la piedra caliza, que al trascurrir los días busca un equilibrio químico, por lo tanto se observa un comportamiento constante del día 2 al día 4, finalmente el día 5 se observa un descenso poco significativo que se le atribuye al

0

50

100

150

200

250

0 1 2 3 4 5 6

Co

nce

ntr

acio

n e

n m

g/L

TRH (Dias)

Variación Alcalinidad

Alcalinidad BO

Alcalinidad BQ

Alcalinidad BT

46

recubrimiento de yeso a la piedra caliza mediante la siguiente reacción simplificada se observa que ocurre33.

𝐶𝑎𝐶𝑂3 + 𝐻2𝑆𝑂4 → 𝐻2𝑂 + 𝐶𝑎𝑆𝑂4 + 2𝐻2𝑂 + 𝐶𝑂2 Ec. 15

En cuanto al biorreactor total para el día 0 el comportamiento es igual con respecto al biorreactor químico, que al trascurrir el tiempo se denota un comportamiento exponencial, ya que el aumento de este parámetro se hizo de forma constante debido a la recirculación, presencia de microorganismos y formación de iones carbonato y bicarbonato generados por el contacto de la muestra con la piedra caliza, esto se evidencia hasta el día 4 ya que para el ultimo día hay un descenso, debido al proceso de recubrimiento de la piedra caliza tal como sucedió con el biorreactor químico y los subproductos generados por el metabolismo microbiano. ACIDEZ Gráfica 2 Variación de la acidez

Fuente: Las Autoras

33MARTÍNEZ Edgar. Remoción de sulfatos de drenajes ácidos de minería de carbón para producción de yeso sintético mediante el uso de un subproducto industrial. Universidad Nacional De Colombia 2010

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

0 1 2 3 4 5 6

Co

nce

ntr

acio

n e

n m

g/L

TRH (Dias)

Variación Acidez

Acidez BO

Acidez BQ

Acidez BT

47

Partiendo de la gráfica anterior, en el biorreactor orgánico las concentraciones de acidez son altas debido a los procesos de reacción entre el sustrato y la muestra a continuación:

𝐵𝑎𝑐𝑡𝑒𝑟𝑖𝑎𝑠 + 2𝐶𝐻2𝑂 + 𝑆𝑂4−2 → 𝐻2𝑆 + 2𝐻𝐶𝑂3

−1 Ec 16

En este proceso se observa que, gracias al metabolismo bacteriano, se produce ácido sulfhídrico y alcalinidad, este último explica la disminución presente en el día 2 y las pocas fluctuaciones de este parámetro del día 3 al 5, gracias a la acidificación del medio. Para la muestra inicial del biorreactor químico se evidencia una concentración de acidez alta, debido a la adición de ácido sulfúrico a la muestra, gracias al efecto de la piedra caliza esta concentración baja y se mantiene constante los siguientes días, hasta que en el último se observa una ligera subida, por el posible recubrimiento de la piedra caliza. De la misma forma, en el prototipo total, la acidez inicial es significativamente alta debido a la preparación del agua sintética, es así que la piedra caliza tiene el mismo efecto para este biorreactor y por lo tanto baja las concentraciones de acidez, sin embargo al comparar el comportamiento de este parámetro para los prototipos químico y total; se evidenció que en este último la acidez en un poco más alta, debido al efecto del metabolismo de las bacterias sulfato reductoras, el cual no es significativo. Cabe resaltar que los parámetros de acidez y alcalinidad son inversamente proporcionales, por lo que el efecto de la piedra caliza y el metabolismo bacteriano pueden usarse como explicación simultanea para el desarrollo de ambos procesos.

48

HIERRO Gráfica 3 Variación del hierro

Fuente: Las Autoras Al comparar los datos obtenidos en este parámetro para los tres prototipos, se evidencia que en el biorreactor orgánico existe un descenso constante desde el momento en que la muestra ingresa al mismo, es decir desde el día 1 hasta el día 3; debido a la posible presencia de bacterias ferro reductoras que estaban presentes en el sustrato orgánico, en el cual se usó la fuente de carbono como receptor de electrones, y se encargaron de reducir los iones férricos es decir convirtieron el hierro férrico a hierro ferroso de la siguiente forma34:

𝐶𝐻2𝑂 + 4𝐹𝑒(𝑂𝐻)3 + 7𝐻+ 𝐻𝐶𝑂3−1 + 4𝐹𝑒+2 + 10𝐻2𝑂 Ec 17

No obstante, se señala que además de la reducción, los subproductos de la reacción muestran la generación de alcalinidad, lo que puede explicar que en los días 4 y 5 hubo un incremento de las concentraciones de hierro probablemente por la precipitación del mismo que tuvo lugar gracias a la acción del bicarbonato. Sobre el biorreactor químico se evidenció un cambio significativo en la concentración del hierro con respecto al día 0 y el día 1, seguido por un descenso

34 GUEVARA Álvaro. Propuesta tecnológica para el tratamiento pasivo de drenajes ácidos de minas de carbón, empleando biorreactores construidos, evaluación a escala laboratorio. 2019. Pg 113-114.

0

200

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Co

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n m

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Fe

TRH (Dias)

Variación Hierro

Hierros BO

Hierros BQ

Hierros BT

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constante hasta el día 4 por la adherencia de los iones férricos a la arcilla y a la formación de precipitados por la acción de la piedra caliza; sin embargo el día 5 se ve un aumento de estas concentraciones que no es tan significativo probablemente por la saturación de la arcilla y que de esta forma los iones férricos solo estén formando precipitados. Consecuentemente para el biorreactor total se denota una disminución progresiva de las concentraciones de hierro, en lo que respecta el día 0 al día 4, en donde este último presenta la mayor remoción en comparación con los otros prototipos, lo que probablemente se deba a la acción conjunta de los microorganismos, adherencia de los iones férricos a la arcillas y los precipitados generados por la piedra caliza, mientras que el día 5 se presenta un aumento debido a la precipitación de los iones ferrosos y a la saturación de la arcilla, tal como sucedió con el prototipo químico. Con referencia a los tres prototipos se pudo analizar que el día 5 se convierte en un punto de inflexión en donde las concentraciones tienden a variar, por esta razón al tener un mayor tiempo de retención hidráulica se podría estudiar como la generación de alcalinidad y la precipitación de los iones de hierro pueden variar a medida que pasan los días. Imagen 10. Estado del prototipo químico en el día número 5

Fuente: Las autoras Se puede observar como para el día 5, para el prototipo químico, en la superficie existe una nata lechosa producto de la disolución de la piedra caliza, cabe resaltar que este no presentó ningún olor, solo era característico el color naranja en las muestras producto de la arcilla.

50

SULFATOS Gráfica 4 Variación de sulfatos

Fuente: Las Autoras Los sulfatos presentes en el agua preparada a nivel de laboratorio se ven claramente variados dependiendo el biorreactor empleado, esto puede atribuirse a los diferentes procesos que se llevan a cabo para cada uno de estos, ya que la composición de los sustratos es distinta. En el biorreactor orgánico se observa para los primeros 2 días un comportamiento constante, que puede deberse a la adaptación de las bacterias presentes en el sustrato; las cuales transforman los sulfatos en sulfuro de hierro, azufre elemental y ácido sulfhídrico como se evidencia en las ecuaciones 7 y 8 presentadas en el capítulo de marco teórico. En el proceso de reducción bacteriana del sulfato en ambiente anóxico, también se reduce la acidez mineral potencial debida al hierro y otros metales al precipitar como

sulfuros. Una vez que existen iones de 𝐻𝑆− en solución, los metales divalentes

podrían reaccionar y precipitarse como sulfuros minerales, según:

𝐻𝑆− + 𝑀2 → 𝑀𝑆 + 𝐻+ Ec 18

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

0 1 2 3 4 5 6

Co

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n e

n m

g/L

SO4

TRH (Dias)

Variación Sulfatos

Sulfatos BO

Sulfatos BQ

Sulfatos BT

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Donde 𝑀2 representa 𝐹𝑒+2 , 𝑍𝑛+2 , 𝐶𝑑+2, etc. En las dos reacciones anteriores se consume y libera un protón, por lo que se puede conjeturar que el proceso de reducción bacteriana de sulfatos no alterará el pH del agua. Sin embargo, siempre se ve un aumento considerable de pH por medio de estas reacciones, debido a que

la cantidad de 𝑆𝑂4−2 que se reduce es siempre mucho mayor que la cantidad de MS

que se precipita. Además, el 𝐶𝑂2 liberado se convierte en 𝐻𝐶𝑂3−

(una fuente importante de alcalinidad) una vez que el pH sobrepasa 4,535. En cuanto al tercer día se denota una disminución significativa en la concentración de un valor de 2669,75 mg/L a un valor de 2275 mg/L siendo este el de mayor remoción, también cabe resaltar que a partir de este día se presenta un olor característico a ácido sulfhídrico y azufre a continuación hay un aumento de la concentración de sulfatos que evidencian posiblemente la fase de decrecimiento de las bacterias y muerte. En cuanto al biorreactor químico existió una disminución de las concentraciones de sulfatos considerablemente los días 2, 3 y 4 debido a la disolución de la piedra caliza al estar en contacto con un agua de valor de pH de 2,54, la cual le agrego a la muestra iones carbonato, bicarbonato y cationes de calcio, que reaccionaron con los sulfatos, generando precipitados de sulfato de calcio yeso. Además, al reducirse la acidez del agua, aquellos iones en solución como el hierro

𝐹𝑒+2 y los sulfatos 𝑆𝑂4−2, formaron compuestos de sulfato ferroso al no encontrarse

en un medio ácido. Los sulfatos presentes en el medio se acoplaron con los iones 𝐻+ generando ácido sulfuroso, el cual a su vez reacciono con la piedra caliza, creando sulfato de calcio y dióxido de carbono, el cual generó en una reacción posterior ácido carbónico y fomenta la disolución de la piedra caliza. Finalmente, el último día de recirculación existió un aumento de los sulfatos en solución de un valor de 1814,25 mg/L a un valor de 2406,75 mg/L, esto pudo deberse a la desorción de la arcilla empleada en el presente estudio, o a las concentraciones de oxígeno disuelto altas que pudieron causar un incremento en el potencial redox, llegando a re-movilizar los metales precipitados en este caso el hierro. Logrando incidir en la disociación del sulfato de hierro; sin embargo, es importante resaltar que las altas concentraciones de oxígeno pudieron deberse al trasporte de la muestra al laboratorio ya que no se tomó in-situ.

35 IBID 7

52

Por otra parte, en el biorreactor total, permitió que la acción de los microorganismos en conjunto con la arcilla y la piedra caliza aumenta en gran medida la remoción en las concentraciones de sulfatos. Con solo el primer ciclo de recirculación, que luego se mantuvo relativamente constante hasta el día 4, aumentando el último día de operación de un valor de 1587,25 mg/L a un valor de 1730,5 mg/L, lo que pudo atribuirse a la acción en conjunto de muerte y decrecimiento de las bacterias y a la desorción de las arcillas. Imagen 11. Estado del prototipo total en el día número 5 Fuente: Las autoras En la imagen 11 se puede observar como para el día 5 en el biorreactor orgánico, se formó una nata de color verduzco con naranja y lechosa, por lo que se evidencia la presencia de bacterias sulfatorreductoras y ferro reductoras; además del día 2 o 3 en adelante se denota un olor fétido como a huevo podrido.

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Imagen 12. Estado del prototipo biológico en el día número 5 Fuente: Las autoras Para el día número 5, se puede observar una nata gruesa, blanquecina con tonos verdes y naranjas, además desde el día número 3 se presentó un olor fétido como a materia en descomposición y huevo podrido, demostrando la presencia de bacterias sulfatorreductoras y ferro reductoras. pH Gráfica 5 Variación de pH

Fuente: Las Autoras

0,00

1,00

2,00

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0 1 2 3 4 5 6

Un

idad

es d

e p

H

TRH (Dias)

Variación del pH

pH BO

pH BQ

pH BT

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Para el análisis del presente parámetro, en cuanto al biorreactor orgánico, se puede deducir como el metabolismo bacteriano influyo en el mismo, pues se observan las diferentes fluctuaciones, por ejemplo, del día 0 al día 1 existió un descenso por la producción de ácido sulfúrico generado por la propia reacción del agua con el sulfato de hierro. Para el día 2 se ve un aumento generado por el consumo iones férricos por parte de las bacterias ferro reductoras (Ec 16); el día 3 se observa una disminución causada probablemente por la descomposición de materia orgánica ya que en estos días es cuando se generaron olores característicos de esta fase tales como H2S. A continuación, para los días 4 y 5 se incrementa este parámetro por la acción de los bicarbonatos formados como subproductos del metabolismo realizado por los microrganismos. Referente al prototipo químico, se puede observar un aumento abrupto en el pH, generado por la acción de la piedra caliza, es así que para los días posteriores de recirculación estos valores se mantienen en un rango entre 5 y 6, hasta el último día en donde se presenta un descenso poco significativo, probablemente generado por el recubrimiento de yeso en la piedra caliza. En cuanto al biorreactor total de la misma forma que para el químico, existe un aumento significativo por la presencia de la piedra caliza, sin embargo el comportamiento de este parámetro específicamente en este prototipo es mayor debido a la acción conjunta de la piedra caliza y la alcalinidad generada por la actividad microbiológica, de esta forma los días 4 y 5 se presentó un descenso constante debido al recubrimiento de la piedra caliza y probablemente porque las bacterias se encuentran en una fase de crecimiento negativo.

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OXÍGENO DISUELTO

Gráfica 6 Variación Oxígeno disuelto

Fuente: Las Autoras Al respecto (OSVALDO, 2006)36 expone como el sustrato rico en materia orgánica es utilizado para iniciar y mantener los procesos de sulfato-reducción y eliminar el oxígeno disuelto en el agua, además de ser una fuente importante de energía para el metabolismo microbiano. Referente al oxígeno disuelto para los tres biorreactores se evidencia fluctuaciones que se mantienen entres los rangos de 4,5 a 6,82 mg/L que pudo deberse a diferentes factores, siendo el más relevante la posible agitación de las muestras al momento de su traslado al laboratorio. De igual forma el ESTÁNDAR METHODS recomienda que el oxígeno disuelto de las muestras se tome in situ para evitar este tipo de mediciones poco confiables, ya que este parámetro es muy susceptible a ser afectado por interferencias que se pueden presentar en el medio circundante.

36 IBID 7

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1,00

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mg/

L

TRH (Dias

Variación Oxigeno Disuelto

Oxigeno Disuelto BO

Oxigeno Disuelto BQ

Oxigeno Disuelto BT

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EFICIENCIAS DE REMOCIÓN Para obtener los resultados de remoción tanto de hierro y sulfatos en gr/m2*día, se pretendió usar la fórmula propuesta por Aduvire Osvaldo37 en la que permite conocer el rendimiento de un biorreactor aerobio de la siguiente forma

𝐹𝑒𝑟𝑒𝑚 = (∆𝐹𝑒 ∗ 𝑄𝑖𝑛 ∗ 1,44

𝐴)

Donde: Fe rem = Rendimiento del biorreactor (gr/m2*d) A = Área del biorreactor (m2) Q in =Caudal en el influente (l/min) 1,44 = Factor de conversión de minutos a día y de miligramos a gramos. Asimismo, se debe tener en cuenta posibles diluciones en el sistema, es por esto que se establece un factor de dilución, como el cociente (Mgout

/ Mgin ), eligen este elemento al ser conservativo química y biológicamente en el sistema. Dentro de este marco, no es posible usar esta fórmula para analizar los resultados del biorreactor, ya que es un dispositivo anaerobio y no se tiene en cuenta las concentraciones de magnesio, por este motivo se determinaron los porcentajes de remoción mediante una ecuación, la cual involucra la concentración de entrada (C entrada) y la concentración de salida (C salida).

%𝑅 = ( 𝐶𝐸𝑛𝑡𝑎𝑟𝑑𝑎 − 𝐶𝑠𝑎𝑙𝑖𝑑𝑎

𝐶𝑆𝑎𝑙𝑖𝑑𝑎 ) 𝑥 100

De esta forma se lograron obtener los siguientes resultados que permiten analizar el comportamiento, en cuanto a las eficiencias de remoción para cada prototipo:

37 IBID 7

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PORCENTAJES DE REMOCIÓN PARA HIERRO

Resultados porcentajes de remoción hierro

PORCENTAJES DE REMOCIÓN DE HIERRO

DIA

B. ORGÁNICO B. QUÍMICO B. TOTAL

Concentración mg/L

% Remoción

Concentración mg/L

% Remoción

Concentración mg/L

% Remoción

0 1027,5 0 1140 0 1140 0

1 785 23,60 836,25 26,64 952,5 16,45

2 653,75 36,37 800 29,82 817,5 28,29

3 513,75 50,00 685 39,91 636,25 44,19

4 607,5 40,88 557,5 51,10 327,5 71,27

5 786,25 23,48 697,5 38,82 446,25 60,86

Fuente: Las autoras Gráfica 7 Porcentaje de remoción de hierro

Fuente: Las Autoras

0

10

20

30

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emo

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n

TRH (Dias)

% REMOCION DE HIERRO

Porcentaje remoción BO Porcentaje remoción BQ Porcentaje remocion BT

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De acuerdo con la gráfica 4 se puede analizar que las eficiencias de remoción son altas llegando a un rango del 70% aproximadamente, de la misma forma se puede inferir, que con el transcurso de los días la remoción aumenta de forma constante, hasta el día número 4 en donde para todos los prototipos se evidencian los mayores porcentajes de remoción. En cuanto al último de día de funcionamiento del prototipo se obtuvieron los siguientes porcentajes: BO 23,48%, BQ 38,82% y BT 60,86%, siendo el total el que tuvo mejor comportamiento, debido a la acción conjunta de los elementos bióticos y abióticos, lo que sustenta que un biorreactor de este tipo, presenta mayores eficiencias de remoción en el tratamiento de drenajes ácidos de mina, con altas concentraciones de hierro y sulfatos. PORCENTAJES DE REMOCIÓN PARA SULFATOS

Resultados porcentajes remoción sulfatos

PORCENTAJES DE REMOCIÓN DE SULFATOS

DÍA

B. ORGÁNICO B. QUÍMICO B. TOTAL

Concentración mg/L

% Remoción

Concentración mg/L

% Remoción

Concentración mg/L

% Remoción

0 2482,5 0,00 2736,75 0,00 2736,75 0,00

1 2462,25 0,82 2646 3,32 1723,5 37,02

2 2413,5 2,78 2669,75 2,45 1649,5 39,73

3 1537 38,09 2275 16,87 1695,25 38,06

4 1654,5 33,35 1814,25 33,71 1587,25 42,00

5 1822 26,61 2406,75 12,06 1730,5 36,77

Fuente: Las autoras

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Gráfica 8 Porcentaje de remoción de sulfatos

Fuente: Las Autoras

Partiendo de la gráfica número 6, en donde se consideran los porcentajes de remoción evaluados en los tres prototipos, se puede observar cómo desde la muestra inicial hasta el transcurso del día dos en el prototipo químico y biológico las eficiencias son bajas, lo que se puede atribuir a la generación de sulfato de calcio38 (Ec 19) y la adaptación de los microorganismos respectivamente. De la misma forma para los días siguientes se presenta un aumento en la remoción de este contaminante, por su parte el comportamiento del biorreactor total es diferente a los demás, ya que desde el primer día de recirculación se denota un aumento en la remoción la cual se mantiene prácticamente constante. Asimismo, los días 3 y 4 fueron los que presentaron mayores eficiencias de remoción; en cuanto al último día de funcionamiento de los biorreactores, se encontraron que los porcentajes de remoción fueron: para BO 24,51%, BQ 12,06% y BT 36,77%, siendo los del químico los más deficientes, esto era de preverse ya que la remoción de sulfatos se debe principalmente a la actividad microbiológica.

38 IBID 32, Pag 64

-505

1015202530354045

0 1 2 3 4 5 6

% R

emo

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TRH (Dias)

% REMOCION DE SULFATOS

Porcentaje remoción BO Porcentaje remoción BQ Porcentaje remocion BT

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Por otro lado, para el total se presentan mejores eficiencias de remoción con respecto a los demás prototipos, lo cual se debe a su composición hibrida que permite que la acción en conjunto de todos los compuestos haga efectivo este tipo de tratamiento.

𝐶𝑎𝐶𝑂3 + 2𝐻+ + 𝑆𝑂4−2 → 𝐶𝑎𝑆𝑂4𝑠

+ 𝐻2𝐶𝑂3 Ec 19

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5. CONCLUSIONES El diseño del biorreactor anaerobio empleado en este trabajo, cumple con las características establecidas en la literatura, referente a la composición de los sustratos, las proporciones adecuadas de los componentes dispuestos dentro de los prototipos, además de la altura adecuada de la lámina de agua que permitió generar un ambiente anóxico propicio para el desarrollo de las bacterias asociadas a los procesos de reducción de hierro y sulfatos. Al implementar la recirculación del agua ácida en el prototipo, se hace un acercamiento más real del funcionamiento de un biorreactor anaerobio, teniendo en cuenta una variable importante como lo es el tiempo de retención hidráulica, que permite conocer la eficiencia (remoción de hierro y sulfatos) del tratamiento empleado, permitiendo evaluar el comportamiento diario de los diferentes parámetros analizados. En cuanto a la preparación del agua acida se obtuvieron concentraciones iniciales de hierro en un rango de 1000 a 1140 mg/L y de sulfatos de 2400 a 2750 mg/L aproximadamente, y un pH de 2,5, característico de drenajes ácidos de mina provenientes de la extracción del carbón, una de las principales actividades económicas del departamento de Boyacá, es así que gracias a las eficiencias obtenidas en este estudio, se puede avalar la implementación a escala real de este tipo de sistemas de tratamiento pasivo. Asimismo, al controlar las concentraciones iniciales de solo estos dos contaminantes se puede realizar un análisis exhaustivo del comportamiento de los mimos dentro del dispositivo, analizando las reacciones generadas, y de esta forma evitar la influencia de otros contaminantes que pueden generar cambios abruptos afectando los procesos de remoción y por lo tanto los resultados obtenidos. Como resultado de la experimentación en lo referente a los porcentajes de remoción de hierro y sulfatos para cada uno de los prototipos, se evidenció que en el biorreactor orgánico se hace necesaria la adaptación de los microorganismos al medio, posiblemente debido a que se encuentran en el ciclo celular de crecimiento microbiano, siendo el tercer día el que presenta mayores eficiencias de remoción para ambos parámetros ya que se encuentran en la fase de crecimiento acelerado, el día siguiente se denota un descenso que continúan hasta el último día de recirculación, que se puede deber a que se encuentran en una fase estacionaria donde el decrecimiento es lento por la relación existente entre el crecimiento bruto con las muertes celulares, es así que el comportamiento para este prototipo no es el esperado ya que, a pesar de que solo hay presencia de componentes orgánicos

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hace falta un agente neutralizante que mejores las condiciones de adaptabilidad de los bacterias. Esta situación es diferente en el biorreactor químico debido a la acción de la piedra caliza que tiene un papel importante en la reducción de hierro y sulfatos siendo para el primer parámetro el más efectivo por la preferencia que tiene este a reaccionar con los iones carbonatos y formar hidróxido de hierro (III), sin desmeritar la formación de sulfato de calcio en menor proporción, pues para ambos parámetros hay un porcentaje de remoción que se hace más notable para el cuarto día, finalmente para el día 5 hay un aumento en las concentraciones de hierro, y por tanto la remoción disminuye respecto a los primeros días, lo que puede deberse a la desorción de la arcilla empleada, ya que presenta un CIC bajo; en consecuencia la recirculación pudo haber provocado la disociación de los iones ferrosos con la arcilla, re suspendiéndolos nuevamente, además los precipitados ya formados pueden volver a disociarse quedando los iones nuevamente en libertad; este comportamiento se pudo repetir para los sulfatos ya que la desorción generada por la arcilla hace que se re suspendan los sulfatos de calcio en el prototipo, este comportamiento era de esperarse ya que no existe ningún agente biológico que se encargue de los sulfatos es por esto que es menor la remoción de este parámetro en el biorreactor químico. Por último se puede inferir que el biorreactor total tuvo el mejor comportamiento de remoción de hierro y sulfatos ya que al ser un prototipo con componentes abióticos y bióticos, permite que los procesos químicos y microbiológicos se hagan en conjunto y complementen las funciones requeridas para el metabolismo microbiológico y para que las reacciones químicas se den de forma efectiva, por lo tanto se evidencia el papel fundamental que cumple cada uno de los elementos empleados en el diseño del prototipo, además se corrobora la literatura en cuanto al trabajo que realiza un biorreactor hibrido el cual presenta las mejores eficiencias de remoción. Llama la atención que el comportamiento durante los 5 días para cada prototipo y parámetro no fue lineal, si no que presento diferentes fluctuaciones generadas por las condiciones propias de cada biorreactor, no obstante al analizar el último día, se evidencia como la suma de los porcentajes de remoción del prototipo orgánico y químico, es igual a la remoción presentada para el prototipo total tanto en hierro y sulfatos, lo que permite concluir que a pesar de las variaciones que se dan durante el tratamiento el resultado al final de este es el esperado, ya que se evidencia la actividad conjunta de los químico y lo microbiológico.

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Se evidencio la presencia de bacterias ferro-reductoras, ya que la remoción de hierro se atribuía solamente a la acción de la piedra caliza, pero se pudo observar en el biorreactor orgánico altas eficiencias de remoción de este parámetro lo que induce a concluir que el sustrato orgánico no solo había presencia de bacterias sulfato-reductoras. Según la presente investigación, se puede concluir que los tratamientos pasivos en este caso los biorreactores anaerobios son efectivos para la remoción de hierro y sulfatos, además son llamativos por su bajo costo de construcción y operación, lo que supone alternativa sustentable y sostenible que podrá ser bien acogida por el sector minero carbonífero del departamento de Boyacá.

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6. RECOMENDACIONES Cabe resaltar la importancia de la exactitud de la medición del oxígeno disuelto, ya que este se debe medir in situ, debido a que es un parámetro fundamental para evaluar si en el medio se están dando condiciones anóxicas, además de determinar la presencia o ausencia de las bacterias reductoras de hierro y sulfatos, por otro lado controlar que las reacciones sean reductivas y no oxidativas. En cuanto al parámetro de hierro total, cabe hacer la anotación que, en próximas investigaciones referentes al tema, se tengan en cuenta las mediciones respectivas para las concentraciones de Fe+2 y Fe+3, para que de esta forma se obtengan resultados exactos que permitan realizar un análisis más detallado. Se recomienda realizar un estudio más a fondo, en cuanto al aspecto microbiológico del sustrato presente en el dispositivo, para evaluar en qué proporción están presentes las bacterias sulfatoreductoras y ferroreductoras, antes y después del funcionamiento del prototipo para de esta forma se pueda analizar el comportamiento de los microorganismos y en qué medida esto influye en los procesos reductivos. Dentro del marco de la investigación, se observó como el bajo CIC de la arcilla afecto el comportamiento del biorreactor, es así que se sugiere utilizar arcillas con mejor CIC que permitan la adsorción adecuada de los metales precipitados y de esta forma evaluar el verdadero comportamiento de este componente dentro del biorreactor, utilizando diferentes tipos de arcilla para analizar cuál es más efectiva para estos procesos de tratamiento. Con los resultados obtenidos con el diseño del biorreactor propuestos en la presente investigación, se recomienda que en la zona donde se toma la muestra se añada un filtro compuesto por grava, que retenga los sólidos en suspensión y que de esta forma las muestras presenten baja turbiedad, se ahorre tiempo en el análisis y se obtengan mejores resultados.

Con respecto a los componentes del sustrato es importante realizar un estudio en el que se juegue con las proporciones dispuestas en el biorreactor y de esta forma evaluar cómo cambian las condiciones de tratamiento. De la misma manera hacer estudios posteriores de estos componentes que permitan conocer en qué parte del

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sustrato quedan contenidos los contaminantes que han sido removidos durante el tratamiento. Si bien es cierto que las eficiencias de remoción fueron relativamente buenas no bastan, y se hace necesario implementar un tren de tratamiento compuesto por diferentes sistemas pasivos, que permitan optimizar el tratamiento y obtener resultados más acordes con lo establecido en la resolución 0631 de 2015 referente a los vertimientos mineros Para realizar los análisis de laboratorio, es necesario hacerlos con rigurosidad y precisión para que no se vean afectados los resultados, es así que se recomienda: tomar y transportar las muestras de la forma más cuidadosa posible, hacer un correcto lavado de los materiales y equipos utilizados, tomar el volumen de muestra con la mayor exactitud, seguir los tiempos requeridos para las pruebas de hierro y sulfatos, analizar que las diluciones a utilizar sean las más precisas.

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7. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

ADUVIRE Osvaldo. Drenaje Ácido de Mina Generación y Tratamiento. Instituto Geológico y Minero de España Dirección de Recursos Minerales y Geoambiente. 2006. ALARCÓN María, ZURITA Florentina, LARA Jaime, VIDAL Gladys. Humedales de tratamiento: alternativa de saneamiento de aguas residuales aplicable en América Latina. Pontificia Universidad Javeriana. Colombia. 2018. ANDI. Informe económico y de competitividad Balance 2017 y Perspectivas 2018. Colombia. 2018 ANDRADE Virginia. Evaluación del Potencial de Generación de Sulfuro por la Acción de las Bacterias Sulfato Reductoras y sus Posibles Aplicaciones en el Tratamiento de los Drenajes Ácidos de Mina. Quito. 2010. AYANSINA Segun, OLUWASEYI Samuel, OLUBUKOLA Oluranti. Babalola. Sulfate-Reducing Bacteria as an Effective Tool for Sustainable Acid Mine Bioremedíation. 2018. BAIRD Rodger WEF, EATON Andrew AWWA, RICE Eugene APHA. ESTANDAR METHODS OF WATER AND WASTEWATER. American Public Healt Association. Washington. 2017. Método 2310 Titration Method. BARTON Larry, FAUQUE Guy. Bioquímica, fisiología y biotecnología de las bacterias reductoras de sulfato", Avances en Microbiología Aplicada. Vol. 68. 2009. Biblioteca virtual de desarrollo sostenible y salud ambiental. Guía para caracterización de residuos sólidos domiciliarios. España. BOLZICCO José. Eficiencia de la barrera permeable reactiva de Aznalcóllar, como remedio de aguas ácidas de mina. España. Hidrogeología. Vol 4. 2004. CANTY M. Innovative in situ treatment of acid mine drainage using sulfate-reducing bacteria. ICARD. 2000 CEPAL. Los Procesos Mineros Y Su Vinculación Con El Uso Del Agua. 2009 CARABALLO Manuel, MACIAS Francisco, ROTTING Tobias, LIÑAN Jose, AYORA Carlos. Funcionamiento Geoquímico de un Sistema Calizo de Tratamiento Pasivo de Aguas Ácidas de Mina (Faja Pirítica Ibérica, Huelva). Macla: revista de la Sociedad Española de Mineralogía. Vol 9. 2008.

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CARABALLO Manuel, MACIAS Francisco, ROTTING Tobias, LIÑAN Jose, AYORA Carlos. Tratamiento Pasivo de Aguas Ácidas de Mina: Evaluación de la Eficiencia de un Sistema a Escala Real en Mina Esperanza (Faja Pirítica Ibérica). Macla: revista de la Sociedad Española de Mineralogía. Vol 13. Pag 57-58. 2010. CERVANTES Angélica. Caracterización del drenaje ácido y de las rocas asociadas a una mina para evaluar su posible aplicación en un sistema de tratamiento pasivo. Universidad Nacional Autónoma de México. 2014. CONTRERAS María, et al. Estudio de adsorción de fenantreno en diferentes tipos de arcilla. Informes técnicos Ciemat. Editorial Ciemat. Pag 81-90.2003. CÓRDOVA De la Cruz Roli, ROJAS Joel. Alcalinización con Travertino y desmineralización de aguas ácidas de minas en simulador de humedal a nivel de laboratorio. 2015 DEFENSORÍA DEL PUEBLO. Minería de hecho en Colombia. Defensoría Delegada para los Derechos Colectivos y del Ambiente. Imprenta Nacional de Colombia. 2015. DE LA CRUZ Estanislao. Mitigación de drenaje ácido de minas subterráneas aplicando fangos artificiales: caso: mina Orcopampa. Revista del Instituto de Investigaciones FIGMMG Vol. 9, Pag 69-74. 2006. DÍAZ Johana. Tratamiento Biológico Como Alternativa Para Disminuir El Impacto Ambiental Ocasionado Por El Drenaje Ácido, Generado Por La Actividad Minera En El Municipio De Marmato- Caldas. Universidad De Manizales. 2013. FALCONI Miño. Diseño De Un Sistema De Gestión Integral De Aguas Residuales Industriales Generadas Por El Proceso De Explotación Minera En El Proyecto Corazón, Cantón Cotacachi. 2012. GALVÁN Jose. Evaluación de sistemas de humedales construidos para la disminución de la concentración de metales pesados generados por los drenajes ácidos de minería. Universidad Tecnológica de Pereira. Colombia. 2016. GAMONAL Priscila. Tratamiento de drenaje de ácidos de minas en humedales construidos. IHE Delft Institute for Water Education. UNESCO. GARCÍA Emilia, SUÁREZ Mercedez. Las Arcillas: Propiedades y Usos. Universidad Complutense (Madrid). Universidad de Salamanca. GELVEZ German, LAVERDE Dionisio, ESCALANTE Humberto. Remoción de metales pesados de drenajes ácidos de minas de carbón usando bacterias sulfato reductoras. Revista ion. Vol. 21. Pag 71-78. 2008

68

GUEVARA Álvaro. Utilización de los humedales construidos en el tratamiento de drenajes ácidos de mina. Colombia. Universidad Industrial de Santander. 2012 GUEVARA Álvaro. Propuesta tecnológica para el tratamiento pasivo de drenajes ácidos de minas de carbón, empleando biorreactores construidos, evaluación a escala laboratorio. Universidad Industrial de Santander. 2019. Instituto de Hidrología, Meteorología y Estudios Ambientales. Instructivo para la toma de muestras de aguas residuales. Bogotá, 2007. JOHNSON Barrie, HALLBERG Kevin. Acid mine drainage remedíation options: a review. Science of The Total Environment. Vol 338. Pag 3-14. 2005. KARATHANASIS. Controles de solubilidad del hierro en un humedal de drenaje ácido de minas con alto contenido de metales. Sociedad Geológica de América, Sección Sudeste, 51ª reunión anual; Lexington, KY, Estados Unidos. 2002. KEFENI Kebede, MSAGATI Titus, MAMBA Bhekie. Acid mine drainage: prevention, treatment options, and resource recovery: a review. Journal of Cleaner Production. Vol. 151. Pag 475-493. 2017 LÓPEZ Palmo, ADUVIRE Osvaldo, Barettino Daniel. Tratamientos pasivos de drenajes ácidos de mina: estado actual y perspectivas de futuro. Boletín Geológico y Minero. 2002. LOTTERMOSER Bernd. Mine Wastes: Characterization, treatment and environmental impacts. Springer-Verlag Berlin Heidelberg 3th ed. 2010. MACÍAS Francisco. Estudio mineralógico y geoquímico de la optimización de un sistema de tratamiento pasivo de drenaje ácido de mina con alta carga metálica. Universidad de Huelva. 2012. MARTÍNEZ Edgar. Remoción de sulfatos de drenajes ácidos de minería de carbón para producción de yeso sintético mediante el uso de un subproducto industrial. Universidad Nacional De Colombia. 2010. MUYZER Gerard, STAMS Alfons. The ecology and biotechnology of sulphate-reducing bacteria. Nature reviews microbiology. Vol 6. Pag 41-54. 2008. NAGPAL Soumitro, CHUICHULCHERM Sinsupha, PEEVA Ludmila, LIVINGSTON Andrew. Microbial Sulphate Reduction in a Liquid-Solid Fluidised Bed Reactor. Biotechnology and Bioengineering. Vol 70. Pag 370-380. 2000. NECULITA Carmen, ZAGURY Gérald, BUSSIÈRE Bruno. Passive treatment of acid mine drainage in bioreactors using sulfate-reducing bacteria. Journal of Environmental Quality. Vol. 36. Pag 1-16. 2007

69

NINA Chambe. Evaluación de los métodos químicos y biogénico para el tratamiento de drenaje ácido de mina a escala de laboratorio. Caso: Mina Cerro de Pasco. 2008. NORDSTROM Kirk, ALPERS Charles. Negative pH, efflorescent mineralogy, and consequences for environmental restoration at the Iron Mountanin superfund site. Geology, Mineralogy, and Human Welfare. Vol 96. Pag 3455–3462 USA.1999. ORDÓÑEZ Alonso. Sistemas de tratamiento pasivo para aguas ácidas de mina. Universidad de Oviedo. 1999. PÉREZ Norma. SCHWARZ Alex, URRUTIA Homero. Tratamiento del drenaje ácido de minas: estudio de reducción de sulfato en mezclas orgánicas. Tecnol. cienc. Agua. Vol.8. Pag 53-64. 2017. PÉREZ Celin. Modificación de la capacidad de Intercambio Catiónico a través de la aplicación de coloides en el suelo. Universidad Autónoma Agraria “Antonio Narro” México. 2008.

POSTGATE JR. The Sulfate ‐ Reducing Bacteria. 2nd Edition. 1983 SKOUSEN Jefrey, SIMMONS J, MCDONALD Louis, ZIEMKIEWICZ Paul. Acid Base accounting to predict post-mining drainage quality on surface mines. Vol 6. 2002. UNAM. Medición de la Capacidad de Intercambio Catiónico. UNIVERSIDAD DE SONORA. Evaluación de la remoción simultánea de DQO, sulfato y cobre (Cu2+) en un efluente industrial simulado, utilizando un reactor EGSB a nivel laboratorio. Revisión bibliográfica. 2012. VASQUEZ Yaneth. Biochemical passive reactors for treatment of acid mine drainage: effect of hydraulic retention time on changes in efficiency, composition of reactive mixture, and microbial activity. Chemosphere. Vol 153. Pag 244-253. 2016 WERNER Norberto. Remoción de sulfato y metales pesados en medios filtrantes de piedra caliza con bacterias sulfato reductoras. Universidad De Chile. Santiago De Chile. 2016. YOUNGER Paul. Corrección de aguas ácidas de mina: aplicación de métodos activos y pasivos en Europa. In Acidificación de suelos y aguas: problemas y soluciones. Instituto Geológico y Minero de España. Pag 37-48. 2005.

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GLOSARIO ABIÓTICO: No forma parte o no es producto de los seres vivos, como los factores inertes: climático, geológico o geográfico, presentes en el medio ambiente. ACEPTOR DE ELECTRONES: Es una entidad química que es capaz de recibir electrones que le son transferidos desde otro compuesto. ADSORCIÓN: Proceso en la cual átomos o moléculas de una sustancia son retenidas en la superficie de un material. ANAERÓBICO: Proceso que tiene lugar en ausencia oxígeno disuelto. Organismo que solamente crece o metaboliza en ausencia de oxígeno molecular. ANÓXICO: indica la ausencia de oxígeno en el ambiente que puede ser altamente reductor. BACTERIAS SULFATO REDUCTORAS: grupo de bacterias estrictamente anaeróbicas que en su proceso de respiración utilizan los sulfatos como aceptor de electrones. BIORREACTOR ORGÁNICO (BO): Prototipo compuesto por un sustrato de mezcla reactiva que contiene más de una fuente de carbono orgánico, en el que hay presencia de bacterias reductoras de hierro y sulfatos. BIORREACTOR QUÍMICO (BQ): Prototipo compuesto por un sustrato inorgánico de mezcla de elementos abióticos, como piedra caliza grava y arcilla. BIORREACTOR TOTAL (BT): Prototipo compuesto por una mezcla de sustrato orgánico e inorgánico, es decir un sistema hibrido. BIÓTICO: Mecanismo biológico y microbiológico involucrado en un sistema de tratamiento. CAPACIDAD DE INTERCAMBIO CATIÓNICO (CIC): se refiere a la cantidad total de cargas negativas que están disponibles sobre la superficie de las partículas en el suelo. Es un indicador del potencial de las partículas de arcilla para retener e intercambiar nutrientes, mediante la estimación de su capacidad para retener cationes. COLMATACIÓN: es el proceso por el cual los sedimentos presentes en una sustancia acuosa se precipitan de manera progresiva al fondo de la superficie que lo contiene, debido a su densidad que genera disminución en su porosidad, perdiendo la capacidad de permeabilidad del agua e impidiendo el paso de sustancias y minerales.

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DONADOR DE ELECTRONES: Sustancia que en una reacción química cede electrones, experimentando oxidación. DRENAJES ÁCIDOS DE MINA (DAM): Agua afectada por la oxidación microbiana de minerales de sulfuro de hierro, presenta altas concentraciones de hierro y sulfatos y suelen ser muy acidas. HIBRIDO: Sistemas de tratamiento que contienen componentes abióticos y bióticos. PRECIPITACIÓN: Sedimentación de un sólido que ha sido generado a partir de una fase liquida como resultado de una reacción química. RECALCITRANTE: Resistente a la biodegradación. SUSTRATO: Mezcla de compuestos ya sea orgánicos y/o inorgánicos. TIEMPO DE RETENCIÓN HIDRÁULICO (TRH): Parámetro que mide la relación expresada en horas entre el caudal a tratar y el volumen del líquido, en el tratamiento de aguas residuales.

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ANEXOS

Anexo A: Resultados semana 1 y 2 Biorreactor Orgánico

PRIMERA SEMANA DE RECIRCULACIÓN

Días Alcalinidad mg/L

Acidez mg/L

Hierro mg/L

Sulfatos mg/L

pH Unidades

de pH

Oxígeno disuelto

mg/L

0 225 1625 1045 2216,5 5,67 5,43

1 200 1750 847,5 2597 5,27 4,91

2 225 1450 800 2433 5,68 6,23

3 175 1525 665 1425 4,34 5,79

4 150 1250 730 1472,5 4,83 6,55

5 175 1350 900 1660,5 5,05 6,22

SEGUNDA SEMANA DE RECIRCULACIÓN

0 200 1500 1010 2748,5 5,56 5,43

1 175 1550 722,5 2327,5 5,22 5,2

2 200 1025 507,5 2394 6,75 7,34

3 150 1200 362,5 1649 4,64 6,78

4 175 1300 485 1836,6 4,91 6,97

5 225 1325 672,5 1983,5 5,56 5,4

Biorreactor químico

PRIMERA SEMANA DE RECIRCULACIÓN

Días Alcalinidad mg/L

Acidez mg/L

Hierro mg/L

Sulfatos mg/L

pH Unidades

de pH

Oxígeno disuelto

mg/L

0 0 1175 1140 2700 2,5 6,32

1 150 675 855 2682,5 5,4 7,25

2 125 600 897,5 2422 5,74 6,91

3 125 550 805 2212,5 5,11 5,98

4 125 500 615 1674 5,39 6,47

5 100 675 575 2175,5 4,66 6,87

SEGUNDA SEMANA DE RECIRCULACIÓN

0 0 1175 1137,5 2772,5 2,58 5,69

1 225 825 817,5 2609,5 5,73 6,39

2 175 775 702,5 2917,5 5,61 6,91

73

3 175 675 565 2337,5 5,54 7,24

4 175 650 500 1954,5 5,41 7,12

5 175 750 820 2638 5,18 5,39

Biorreactor total

PRIMERA SEMANA DE RECIRCULACIÓN

Días Alcalinidad mg/L

Acidez mg/L

Hierro mg/L

Sulfatos mg/L

pH Unidades

de pH

Oxígeno disuelto

mg/L

0 0 1125 1140 2700 2,5 6,32

1 100 800 1007,5 1913 5,4 7,25

2 200 900 820 1839 5,74 6,91

3 225 875 747,5 2042,5 5,11 5,98

4 225 800 477,5 1910 5,39 6,47

5 175 850 532,5 2161,5 4,66 6,87

SEGUNDA SEMANA DE RECIRCULACIÓN

0 0 1225 1137,5 2772,5 2,6 5,69

1 100 625 897,5 1534 5,73 6,39

2 175 600 815 1460 5,61 6,91

3 200 550 525 1348 5,54 7,24

4 200 475 177,5 1264,5 5,41 7,12

5 175 750 360 1299,5 5,18 5,39

Anexo B: Fotografías estado de los prototipos

PROTOTIPO COMPLETO

Lado B (sustrato) Lado A (agua acida)

24 HORAS

74

48 HORAS

72 HORAS

97 HORAS

121 HORAS

75

PROTOTIPO (QUÍMICO)

Lado B (sustrato) Lado A (agua acida)

24 HORAS

48 HORAS

72 HORAS

97 HORAS

76

121 HORAS

PROTOTIPO (BIOLÓGICO)

Lado B (sustrato) Lado A (agua acida)

24 HORAS

48 HORAS

72 HORAS

77

97 HORAS

121 HORAS

78

Anexo C: Carta petición lodos a la empresa Veolia S.A E.S.P