1.
CAPÍTULO
2
A DRENAGEM MINEIRA
2.1
Introdução
O problema de Drenagem Mineira Ácida (DMA) resultante de antigas minas de carvão
é um dos principais legados ambientais deixados pela indústria económica (Sullivan e Yelton,
1988; Williams et al., 2002, López Pamo et al., 2002; Johnson e Hallberg, 2005).
A drenagem mineira foi reconhecida como um problema ambiental a partir dos anos
50 e, por isso, tornou-se objecto de intensivas investigações desde os anos sessenta (Collon,
2003).
Embora o termo “Drenagem Mineira Ácida” seja o mais utilizado na literatura, apenas
uma pequena parte dos casos de águas contaminadas de mina tem pH inferior a 4,5. Muitas
águas representam sérios problemas de contaminação devido a percentagens elevadas de
metais tendo, no entanto, um pH entre 4,5 e 8,5 (Banks et al., 1997a e 1997b), o que
corresponde a descargas com excesso de alcalinidade relativamente à acidez total. Tais
águas são designadas como “net alkaline” (Hedin et al., 1994; Younger, 1995; Kirby e
Cravotta III, 2005). Contrariamente, as águas cuja acidez total excede a alcalinidade total
são designadas por “net acidic” (Hedin et al., 1994; Younger, 1995; Kirby e Cravotta III,
2005).
Segundo Hedin et al. (1994) e Rose e Cravotta III (1998), podem-se distinguir e
classificar dois grandes tipos de drenagens mineiras tendo em conta a acidez total dos seus
efluentes:
•
Drenagem Mineira Ácida (DMA) quando a acidez total excede a alcalinidade total;
15
•
Drenagem Mineira Neutra (DMN) quando a alcalinidade total iguala ou excede a
acidez total.
2.2
Drenagem Mineira Ácida (DMA)
Em ambientes naturais de águas subterrâneas, a concentração em minerais passíveis
de sofrerem oxidação (i. e., pirite) é tão reduzida ou o acesso a espécies oxidantes (i. e.,
oxigénio) é tão diminuto que as reacções ácido-base (consumidoras de protões) dominam
sobre as reacções de oxidação-redução (que podem gerar protões) (Banks, 2004; Chang,
2005).
A abertura de minas subterrâneas permite uma rápida circulação de oxigénio em
zonas
profundas
onde
a
presença
de
espécies
redutores
(sulfuretos)
é
elevada.
Similarmente, a criação de escombreiras (locais onde são depositados os estéreis da mina)
colocam os mesmos materiais profundos na presença de oxigénio e água. Assim, quer na
mina, quer na escombreira, as reacções de oxidação-redução podem dominar sobre as
reacções de ácido-base, resultando no processo de drenagem ácida (Younger et al., 2002;
Banks, 2004). Apesar de a percentagem de sulfuretos polimetálicos, no total da massa
geológica, ser mínima, aqueles têm um potencial enorme de criar uma significativa
degradação ambiental que pode durar décadas ou mesmo séculos.
2.2.1
A origem da DMA
A meteorização química dos sulfuretos polimetálicos dá-se através de uma série de
reacções químicas interligadas. É ao longo destas reacções que os diferentes contaminantes
vão sendo libertados, quer no interior da mina, quer na escombreira, para o ciclo hídrico,
tornando-se móveis e, consequentemente, acessíveis como potenciais solutos tóxicos
(Younger et al., 2002). A cinética de cada reacção é diferente e depende das condições que
prevalecem no meio criando um complexo ciclo de reacções durante a oxidação da pirite. Um
caso particular de como podem ocorrer estes processos encontra-se esquematizado na figura
2.1.
16
Figura 2.1 Diagrama simplificado ilustrando diferentes processos que podem ocorrer durante a oxidação
da pirite (Banks, 2004 após Stumm e Morgan, 1981)
A oxidação da pirite (FeS2) – principal causadora de drenagem mineira ácida é um
processo complexo que pode ser descrito, de um modo simplificado, em quatro reacções
principais.
Na primeira reacção a pirite (FeS2) é oxidada pelo oxigénio (O2) (Eq. 2.1). Esta
reacção é lenta; acontece, na presença ou não de bactérias, quando o pH é superior a 4,5
(Collon, 2003) e produz acidez livre (representado pelo protão H+). Por cada mole de pirite
geram-se duas moles de protões.
FeS 2 ( s ) + 72 O2 ( g ) + H 2 O → Fe 2+ (aq) + 2 SO42− (aq) + 2 H + (aq)
(Eq. 2.1)
A seguir, se a presença de oxigénio dissolvido é suficiente ou se as soluções podem
ser oxigenadas pelo contacto com a atmosfera, o ferro ferroso (Fe2+) dissolvido é oxidado
passando a ferro férrico (Fe3+), consumindo 1 mole de protões (H+) no processo (Eq. 2.2).
Certas bactérias aumentam a velocidade de oxidação do Fe2+ a Fe3+. Esta reacção é
dependente do pH uma vez que o Fe3+ para permanecer em solução necessita que o pH do
meio seja inferior a 3,5 (Collon, 2003), senão precipita sob a forma de hidróxido.
Fe 2+ (aq) + 14 O2 ( g ) + H + (aq) → Fe 3+ (aq) + 12 H 2 O
(Eq. 2.2)
Na etapa seguinte, a geração de protões (H+) pode aumentar bastante porque o
ferro férrico produzido na equação 2.2 pode reagir:
•
com a água e formar precipitados de hidróxidos de ferro (Fe(OH)3), correntemente,
chamados “ocre”, se o pH for superior a 3,5 (Fyson et al., 1993) (Eq. 2.3):
17
Fe 3+ (aq ) + 3H 2 O
Fe(OH ) 3 ( s ) + 3H + (aq)
(Eq. 2.3)
Em condições de pH superiores a 3,5 poderá ocorrer ainda a co-precipitação de
outros metais. As águas de mina, muitas vezes, atingem o equilíbrio de solubilidade
com os minerais formados (Dold, 2002) uma vez que a reacção tipo (representada
na equação 2.3 para o Fe3+) é reversível e relativamente rápida quer na precipitação
quer na dissolução dos hidróxidos de ferro.
•
com a pirite (Eq.2.4) ou outros minerais, funcionando o Fe3+ como oxidante,
produzindo mais acidez livre e ferro ferroso. Esta reacção processa-se muito mais
rapidamente que a representada pela equação 2.1 e, por isso, é a maior responsável
pelo aumento quer de protões (H+) quer de sulfato (SO42-).
FeS 2 ( s ) + 14 Fe 3+ (aq) + 8 H 2O → 15 Fe 2+ (aq ) + 2 SO42− (aq ) + 16 H + (aq )
(Eq. 2.4)
O ferro ferroso produzido, nesta reacção, pode ser re-oxidado se houver oxigénio
disponível, perpetuando o ciclo representado pelas equações (Eq. 2.2 e Eq. 2.4).
Estas reacções também são relevantes na dissolução da marcassite (FeS2) que tem
exactamente a mesma composição da pirite, mas uma estrutura cristalográfica diferente.
2.2.2
Factores que controlam a velocidade de formação de DMA
Vários factores influenciam e determinam a velocidade de formação de DMA através
da oxidação da pirite, sendo a sua interacção bastante complexa.
Está para além dos objectivos deste trabalho a sua descrição exaustiva e existindo
publicações de excelente qualidade sobre este tema (Singer e Stumm, 1970; Wiersma e
Rimstidt, 1984; McKibben e Barnes, 1986; Wehrli, 1990; Rimstidt e Newcombe, 1993;
Strömberg e Banwart, 1994; Nordstrom e Southam, 1997; Rose e Cravotta III, 1998; Peiffer
e Stubert, 1999; Holmes e Crundwell, 2000; Younger et al., 2002; Banks, 2004; Gleisner,
2005; etc.), apenas, se expõem os principais factores e algumas das suas características. De
notar que, na maioria das vezes, cada factor não actua isolado mas em “conjunto” com os
outros factores.
18
•
Bactérias
Actualmente, uma nova área de investigação, conhecida como Geomicrobiologia,
tem vindo a demonstrar que há bactérias que utilizam a energia libertada nas reacções de
oxidação-redução,
que
decorrem
durante
os
processos
geológicos,
para
o
seu
desenvolvimento (Banfield e Nealson, 1997; entre outros).
A actividade microbiana actua como catalizadora na oxidação de ferro ferroso a ferro
férrico através da reacção descrita pela equação 2.2. Estas bactérias tem uma acção
catalisadora das reacções químicas que se desenrolam quer na superfície dos minerais, quer
em solução, estando a ser estudadas há mais de 35 anos (Singer e Stumm, 1970). Os
mesmos autores demonstraram que a presença destes microrganismos nas águas ácidas
pode aumentar a velocidade de reacção de oxidação da pirite através do ferro férrico (Eq.
2.4) até um factor superior a 106.
Nas águas mineiras ácidas, existem vários tipos de bactérias mas as mais comuns
são as Chemolitotrophic acidophiles como a Acidithiobacillus ferrooxidans anteriormente
chamadas de Thiobacillus Ferrobacillus (oxidantes de ferro e enxofre), Acidithiobacillus
thiooxidans e Acidithiobacillus albertensis (oxidantes de enxofre) e a Leptospirillum
ferrooxidans (oxidante de ferro) (Gleisner, 2005).
•
Efeito da área superficial da pirite e cristalografia
Estudos de cinética indicam que a velocidade de geração de acidez é influenciada
pela superfície específica, pelas características cristalográficas e pelas propriedades químicas
da pirite (McKibben e Barnes, 1986).
Nicholson (1994) e Rimstidt e Vaughan (2003) demonstraram que há uma relação
linear entre a área da superfície mineral e a velocidade de oxidação da pirite que se traduz
do seguinte modo: quanto mais pequeno é o grão, maior é a área superficial específica
exposta e, por isso, maior é a velocidade de oxidação.
Strömberg e Banwart (1999), ao investigarem escombreiras, concluíram que a
fracção dos finos (<0,25 mm), presumivelmente, tem uma maior influência na velocidade de
oxidação.
19
•
Efeito do pH
O pH controla as reacções hidrogeoquímicas associadas à interacção água/mineral
influenciando a solubilidade e, consequentemente, a mobilidade dos iões metálicos como, por
exemplo, do alumínio, do ferro e do zinco (Appelo e Postma, 1996; Stumm e Morgan, 1996;
Younger et al., 2002; Banks, 2004); por conseguinte, o pH é considerado uma variável
chave em todo este processo uma vez que a forma como os iões se distribuem em solução
aquosa é dependente da especiação química. Quando o valor do pH se situa entre valores de
4 e 7, a velocidade de oxidação da pirite torna-se mais lenta (Rose e Cravotta III, 1998).
•
Efeito do oxigénio
A presença de oxigénio atmosférico é imprescindível para a oxidação directa da pirite
(Eq. 2.1) e para a regeneração do Fe3+ (Eq. 2.2) (Rose e Cravotta III, 1998; Younger et al.,
2002).
Embora a oxidação da pirite seja mais rápida através do Fe3+ (Eq. 2.4) do que pela
presença do oxigénio (Eq. 2.1), a ausência deste não permitirá a oxidação do ferro (Eq. 2.2)
deixando de existir uma contínua fonte de Fe3+ para reagir com a pirite (Eq. 2.4) (Younger et
al., 2002).
Assim, se o oxigénio atmosférico e as águas ricas em oxigénio ou em Fe3+ não
entrassem em contacto com material piritoso, a oxidação da pirite poderia ser inibida e
quase nenhum ácido seria gerado (Rose e Cravotta III, 1998). Contudo, a água saturada em
oxigénio está continuamente a infiltrar-se através do solo nos aquíferos tornando-se uma
fonte inesgotável de oxigénio, proporcionando a oxidação da pirite nas zonas não saturadas.
•
Efeito da temperatura
No geral, a velocidade de formação de DMA aumenta com o aumento da temperatura
(Rose e Cravotta III, 1998). Uma excepção a esta tendência é a taxa de oxidação do ferro
por Acidithiobacillus ferrooxidans acima dos 35ºC. A variação da velocidade de uma reacção
química com a temperatura segue a equação de Arrhenius (Eq. 2. 5) (Chang, 2005):
− Ea
k = Ae RT
(Eq. 2. 5)
20
onde: k é a constante de velocidade de uma reacção, A é uma constante empírica que
depende do sistema reaccional e, em princípio, é independente da temperatura, Ea é a
energia de activação da reacção considerada, R é a constante dos gases perfeitos e T a
temperatura absoluta.
2.2.3
Reacções secundárias
A presença de outros sulfuretos polimetálicos durante o processo de meteorização
(Banks et al., 1997a; Younger et al., 2002; Collon, 2003), embora não produza acidez livre
(isto é, não liberta H+), pode libertar iões metálicos e sulfato para a solução através de
processos de oxidação completa, como é o caso descrito pela equação tipo de libertação de
metais (Eq. 2.6):
MS ( s ) + O2 (aq ) → M 2+ + SO42−
(Eq. 2.6)
Entre os sulfuretos polimetálicos, destaca-se a arsenopirite (FeAsS), a pirrotite (Fe1xS),
a esfarelite (ZnS), a galena (PbS), a milerite (NiS), a greenockite (CdS), a covelite
(CuS) e a calcopirite (CuFeS2).
As novas condições físico-químicas geradas pelas reacções de DMA originam
circunstâncias favoráveis ao aparecimento de outras reacções, tais como, reacções de
oxidação, de dissolução, de hidrólise, de precipitação e de recristalizações sucessivas. Estas
irão produzir grande quantidade de minerais secundários (ou não) que, dependendo das
condições de equilíbrio do meio, podem ou não produzir acidez livre (Dold, 2002; Collon,
2003). Entre estes minerais secundários, destaca-se a jarosite (KFe3(SO4)2(OH)6), a
ramsbeckite ((Cu,Zn)15(SO4)4(OH)22•6(H2O)), a melanterite (FeSO4,7H2O), a schwertmannite
(Fe16O16(OH)12(SO4)2), a copiapite (Fe5(SO4)6(OH)2•20H2O), a coquimbite (Fe2(SO4)3•9H2O),
a goethite (FeOOH) e a alunite (KAl3(SO4)2(OH)6).
Muitas vezes, a quantidade de água presente quando está a ocorrer a inundação da
mina ou nos níveis não inundados não é suficientemente abundante para o transporte destes
e de outros produtos de meteorização, ocorrendo a precipitação in situ do material
particulado. Logo que haja uma subida do nível de água (através, por exemplo, das
flutuações sazonais), estes compostos são dissolvidos e sendo os seus constituintes
21
transportados para fora do sistema, leva a um repentino aumento da toxicidade da água de
circulação (Collon, 2003; Younger e Sapsford, 2004).
2.3
A Drenagem Mineira Neutra (DMN)
Nem todas as águas de minas de carvão e metais são ácidas. Uma drenagem circum-
-neutral ou alcalina pode ocorrer devido (Banks et al., 1997a; Rose e Cravotta III, 1998;
Banks et al., 2002):
•
à baixa concentração de sulfuretos;
•
à presença de monossulfuretos em vez de pirite e marcassite;
•
ao grande tamanho de grão da pirite, limitando a taxa de oxidação;
•
à neutralização do ácido por carbonatos ou minerais de silicatos;
•
aos factores de engenharia: introdução de pó de cal para prevenção de explosões;
introdução de grandes quantidades de cimento ou pó rocha durante os trabalhos de
construção;
•
à neutralização do ácido por águas naturais com grande alcalinidade;
•
à circulação da água que não entra em contacto directo com os minerais de
sulfuretos (devido a uma barreira impermeável);
•
ao facto do oxigénio não entrar em contacto directo com os minerais de sulfuretos ou
devido à água que aflui à mina ser bastante redutora;
Fala-se em Drenagem Mineira Neutra (DMN), sempre que tal acontece.
2.3.1
A neutralização da acidez livre
É evidente, pelas reacções descritas em 2.2.1, que a infiltração de água durante os
trabalhos mineiros provoca a meteorização de minerais redutores e a libertação de protões
para o meio, originando a descida do pH.
Todavia, existem outros minerais que podem consumir protões (H+) e ajudar a subir
o pH à medida que são dissolvidos como é o caso dos carbonatos e dos silicatos. Estes
podem existir em camadas de calcário ou dolomito, constituir o cimento ou a matriz num
arenito ou xisto mas também estarem presentes sob a forma de filões na rocha (Rose e
Cravotta III, 1998).
A reacção geral de neutralização da acidez livre por carbonatos é representada na
equação 2.7, onde a dissolução da calcite consome protões e liberta iões cálcio e hidrogeno22
carbonato. Por norma, esta reacção é suficientemente rápida para manter a descarga de
água de mina em equilíbrio de solubilidade com os minerais que estiverem presentes
(Younger et al., 2002).
CaCO3 ( s ) + H +
Ca 2+ + HCO3−
(Eq. 2.7)
A quantidade de calcite presente para neutralizar uma dada quantidade de efluentes
ácidos depende do comportamento do CO2 durante a neutralização e do pH atingido (Rose e
Cravotta III, 1998):
•
Se o pH é superior ou igual a 6,3 (isto é, HCO3- é a espécie principal de carbonato
produzida) e o CO2 não poder ser libertado para a fase gasosa, então, a reacção de
neutralização será (Eq. 2.8):
FeS 2 + 4CaCO3 + 72.5 O2 + 72 H 2 O
Fe(OH ) 3 + 2 SO42− + 4Ca 2+ + 4 HCO3−
(Eq. 2.8)
Nestas condições, são necessárias 4 moles de calcite para neutralizar uma mole de
pirite.
•
Ao contrário, se todo o CO2 passar para a fase gasosa e/ou a DMA é apenas
neutralizada perto de um pH igual a 5, a reacção de neutralização será (Eq. 2.9):
FeS 2 + 2CaCO3 + 72.5 O2 + 32 H 2 O
Fe(OH ) 3 + 2 SO42− + 2Ca 2+ + 2CO2 ( g )
(Eq. 2.9)
Nesta reacção, apenas são necessárias 2 moles de calcite para neutralizar uma mole
de pirite.
Na prática, a quantidade de calcite necessária para a neutralização da DMA é um
valor intermédio compreendido entre estes dois valores (Rose e Cravotta III, 1998; Collon,
2003).
O hidrogenocarbonato, se estiver presente na água, também contribui para a
neutralização de protões (Eq. 2.10)
HCO3− + H +
H 2 CO3
H 2 O + CO2
(Eq. 2.10)
23
A dissolução de siderite (Eq. 2.11) e de outros minerais carbonatados como a
anquerite pode, também, inicialmente, consumir protões (Younger et al., 2002; Banks,
2004).
FeCO3 ( s ) + H +
Fe 2+ + HCO3−
(Eq. 2.11)
Contudo, segundo os mesmos autores, uma vez que há libertação de ferro ferroso
este irá oxidar a ferro férrico e poderá dar-se uma reacção de hidrólise e haver nova
libertação de protões (Eq. 2.12). Estes dados estão de acordo com os apresentados por Rose
e Cravotta III (1998).
Fe 2+ + 14 O2 + 52 H 2 O → Fe(OH ) 3 ( s ) + 2 H + (soma das reacções Eq 2.2 e Eq 2.3)
(Eq. 2.12)
A dissolução de aluminossilicatos é outro processo que consome H+ mas como a
reacção é mais lenta do que no caso da calcite apenas é consumida uma pequena parte da
acidez livre presente em solução. Entre os minerais que podem interactuar neste processo,
destaca-se o feldspato potássico, a anortite, a albite, a biotite, a moscovite e a clorite
(Appelo e Postma, 1996).
A dissolução destes minerais é responsável pela maior parte de potássio, sódio,
alumínio, magnésio dissolvido e por parte do cálcio. Embora o H+ seja consumido, o alumínio
e o ferro são libertados por dissolução o que pode gerar acidez através de reacções de
hidrólise (Rose e Cravotta III, 1998).
Haque (1992) enumerou os principais minerais que possuem um poder tampão da
acidez livre. Entre eles, destaca-se a calcite (CaCO3), a dolomite (CaMg(CO3)2), a magnesite
(MgCO3), a viterite (BaCO3), a gibsite (Al(OH)3), a brucite (Mg(OH)2), a anquerite
(Ca(Mg,Fe2+,Mn)(CO3)2) e a goethite (FeOOH), descrevendo para cada um deles um
potencial de consumo de acidez livre (H+).
2.3.2
Reacções secundárias
Na maior parte dos casos, o ião sulfato gerado pela oxidação da pirite permanece em
solução, continuando a ser um bom indicador da quantidade de pirite oxidada (Rose e
Cravotta III, 1998). Contudo, quando a calcite ou outros minerais ricos em cálcio são
24
abundantes no meio, o sulfato pode reagir com aqueles iões originando a precipitação de
minerais sulfatados como o gesso (CaSO4•2H2O) (Eq. 2.13) (Collon, 2003).
Ca 2+ + SO42− + 2 H 2 O → CaSO4 • 2 H 2 O
(Eq. 2.13)
Quando as soluções apresentam grandes concentrações de Fe, Al, Mg ou Na, pode
observa-se
igualmente
a
precipitação
de
melanterite
(FeSO4•7H2O),
epsomite
(MgSO4•7H2O), jarosite (KFe3(SO4)2(OH)6), alunite (KAl3(SO4)2(OH)6) e de celestite (SrSO4)
(Collon, 2003).
A redução do ião sulfato também pode acontecer se o sulfato estiver em contacto
com matéria orgânica (Rose e Cravotta III, 1998; Banks, 2004). Esta reacção é a
responsável pelo cheiro a enxofre que se consegue distinguir em certas localidades.
A diluição é outro importante factor que contribui para a diminuição da concentração
de sulfato. A precipitação de outros minerais sulfatados pode, também, levar à diminuição da
concentração do ião sulfato na água.
As trocas iónicas são outro tipo de reacção que pode afectar a composição química
de uma DMA (Eq. 2.14). Este tipo de reacção permite retirar algum ferro ferroso e
consequentemente a acidez total da solução por adsorção numa fase sólida como, por
exemplo, a esmectite (Rose e Cravotta III, 1998; Collon, 2003).
Na 0.66 Al 4 Si7.34 Al 0.66 O20 (OH ) 4 + 0.33Fe 2+ ↔ Fe0.33 Al 4 Si7.34 Al 0.66 O20 (OH ) 4 + 0.66 Na +
(Eq. 2.14)
Uma vez que os minerais argilosos, tais como as esmectites e as vermiculites não
são geralmente estáveis em soluções muito ácidas, tais reacções são provavelmente de
importância menor até que as condições de pH menos extremas sejam alcançadas.
2.4
Características dos efluentes da drenagem mineira
Os tipos de efluentes mineiros e suas características físico-químicas são muito
variáveis na Terra pois vários factores influenciam a sua natureza: o local (dimensão,
paragénese mineral, morfologia, etc.), as características hidrológicas (dimensão da bacia,
taxas de infiltração, acesso e velocidade de circulação da água e oxigénio, etc.), condições
climáticas (temperatura, pluviosidade, etc.), tipo de exploração, idade da descarga, etc.
25
Dentro do mesmo Couto Mineiro, verifica-se que as características físico-químicas
das descargas mineiras se alteram de acordo com a interligação a:
•
níveis inundados da mina – a sua inundação serve para limitar o fornecimento de
oxigénio e, por consequência, controlar a dissolução da pirite;
•
níveis não inundados da mina – uma vez que a presença de oxigénio é constante
permitindo uma constante oxidação da pirite. Todavia, a oxidação contínua da pirite
indica que existe um grande potencial para o seu esgotamento rápido (Lambert et
al., 2004).
•
escombreiras da mina – neste caso, podem ser consideradas as mesma condições
que no caso de níveis de mina não inundados.
Segundo Rees et al. (2002) podem-se, ainda, distinguir mais dois tipos de
descargas:
•
descargas de fonte desconhecida;
•
descargas de furos bombeados.
A figura 2.2 representa esquematicamente um diagrama de trabalhos mineiros com
as suas fontes de contaminação, possíveis receptores, fluxos de transporte e possíveis
processos de atenuação.
Figura 2. 2 Diagrama de trabalhos mineiros onde se observam fontes de contaminação, fluxo de
transporte e zonas alvo de risco de contaminação em ambientes mineiros (adaptado de Younger et al.,
2002)
Os processos geoquímicos fundamentais associados às minas e escombreiras são
considerados similares (Banks, 1997). Todavia, o pH final e as características químicas
associadas à descarga de água vão ser controladas pela interacção entre:
26
•
o acesso ao oxigénio e a sua difusão às fases reduzidas;
•
as taxas da oxidação de sulfuretos e a produção de acidez;
•
a
disponibilidade
de
fases
minerais
básicas
(carbonatos,
silicatos
e
óxidos/hidróxidos);
•
a sua mistura com outras águas subterrâneas;
A
hidrodinâmica do
sistema mineiro,
também,
vai
influenciar
os
processos
geoquímicos que, por ventura, ocorram.
Assim nas galerias de mina, enquanto os trabalhos mineiros decorrem, predomina a
oxidação de sulfuretos, seguindo-se a formação de sais secundários durante a inundação da
mina. Após a inundação, deixa de existir oxigénio interrompendo-se estas reacções. Nas
escombreiras e nos trabalhos mineiros não inundados, enquanto existirem sulfuretos,
existem reacções de oxidação e acumulação de sais secundários que providenciam uma fonte
de constituintes solúveis a longo prazo.
A evolução temporal (curta, média ou longo prazo) da qualidade da água de
drenagem mineira depende da qualidade de água infiltrada e da exposição a que os minerais
estão sujeitos nas minas abandonadas (Younger, 1997).
Na perspectiva de gestão de efluentes, a identificação do tipo de descarga é vital
para a aplicação de um tratamento com sucesso. Nas tabelas 2.1 e 2.2, apresentam-se as
características físico-químicas de minas de carvão, de acordo com o seu tipo de água (DMA
ou DMN). Na tabela 2.3, apresentam-se as características das descargas de escombreiras de
minas de carvão.
Os valores constantes das tabelas referidas evidenciam a existência de variações
consideráveis mesmo dentro de minas do mesmo tipo. Isto pode ser atribuído a factores
como:
•
acesso ao oxigénio e velocidade de circulação;
•
potencial de neutralização das rochas e água subterrânea;
•
morfologia e percentagem de minerais de sulfuretos presentes nas rochas;
•
idade da descarga da mina.
As águas extremamente agressivas (Tabela 2.1 e Tabela 2.3), normalmente, são
procedentes de efluentes de escombreiras, minas não inundadas, minas recentemente
inundadas e, por vezes, de furos de mina bombeados. Usualmente, no caso de minas de
carvão, estes tipos de efluentes apresentam baixo pH, fortes concentrações em sulfato,
27
ferro, alumínio e manganês e, em menor valor, outros metais tóxicos. Contudo, as variações
globais encontradas em cada um dos locais podem dar origem a composições hidroquímicas
diferentes como é facilmente identificado nas tabelas.
A DMN é muito comum e estudada no caso de minas de carvão (Rose e Cravotta III,
1998; Younger, 2001). Denota-se alto pH e uma diminuição da concentração dos metais
sensíveis ao pH. A concentração de sulfato é muito variável.
Tabela 2.1 Características de efluentes procedentes de DMA (dados em mg/L, excepto nos
mencionados) adaptado de Younger (1995), Kim e Chon (2001), Bell et al. (2001), Banks (2004) e do
caso em estudo
Ynysarwed Crook
(a)
(b)
Data
1994
Caudal
(L/s)
c. 15-35
T (ºC)
1994
Quaking
Youngjin
Houses
Youngdong
(e)
(c)
(d)
1994
2
7,00
11,8
11,2
pH
4,2
4,8
4,1
Alc
(meq/L)
2,76
0
0
Eh (mV)
264
327
EC
(µS/cm)
1563
3560
Ca
2+
222
Mg2+
Na+
109
K+
Dongduk
(f)
1996-97
1996-97
1996-97
3,41
2,93
3,865
Witbank
(g)
Nível 135
(h)
1998-2004
16,8
1,8-3,0
2,7
0
206,5
535,5
360,5
227
29304710
994,4
185
255
261,25
8
52,1
76-186
12,7
93
103
136,65
8,65
16,9
31-90
41,3
21,5
463,6
65-399
23,1
6,8
57
8
1,5
Cl-
32
65
1012
SO42-
1554
810
1358
3394,95
889,35
289,35
14403250
391,4
Fe
180
79,8
18
677,6
48,2
0,55
128-248
12,7
Al
<0,5
4,2
12,9
93,05
72,8
4,9
84-124
9,5
Mn
6,1
6,9
4,8
17,6
0,9
9,3-18
4,1
32,5
Zn
0,061
0,045
0,04
1,2
(a) Ynysarwed, South Wales, GB, Nível (Banks, 2004)
(b) e (c) Durham, descargas não controladas desde 1970 (Younger, 1995)
(d), (e) e (f) Gangreung Coalfield, Korea, níveis de galeria não inundados, valor médio 2 amostragens
(Kim e Chon, 2001)
(g) Wintbank mine, “V-notch”,valores máximos e mínimos durante 1 ano (Bell et al., 2001)
(h) Germunde, galeria de mina não inundada (caso de estudo)
28
Tabela 2.2 Características de efluentes procedentes de DMN (dados em mg/L, excepto nos
mencionados) adaptado de Chen et al. (1999), Banks et al. (2002), Banks (2004) e caso em estudo
Izikskii 1
(a)
khakasskaya
mine (b)
Mine 3
Bjorndalen (c)
Polkemment
(d)
Data
6/13/1999
6/13/1999
Jul/96
Nov-95
Caudal
(L/s)
594,00
135,00
0,0560
23,20
T (ºC)
8,6
10,1
4,7
pH
Alc
(meq/L)
8,4
8,2
8,12 - 8,2
6,6
22,1
36,1
EC(µS/cm)
Morlais
Wales
(e)
Nível 20
(f)
1998 -2004
100-200
2,9
14,20
20,1
7,2
6,9
6,0
4,66
6,07
1080
Ca2+
45,2
69,6
15,5
102
Mg2+
38,9
132
3,5
55,3
Na+
129
858
925
97
K+
2,76
10,8
2,8
19,9
2520,8
91,8
199,2
228,6
155
27,3
10,1
Cl-
93
307
236
15,8
25
32,3
SO42-
115
1135
7,43
252,2
455
1868,7
NO3-
7,2
2,8
1,43
6,7
F-
0,57
0,29
0
1,5
Si
4,99
3,49
2,9
9,8
Fe
0
0,116
0
Al
0
0,00129
0
Mn
0,013
0,0076
0,0043
Zn
Ni
0
0
0,0547
0
1,74
1,23
26,6
231,8
<0,01
1,3
0,93
24,2
<0,002
0,467
0,553
Ba
0,025
0,023
3,7
0,015
(a) Abakan Chernogorsk region Sibéria, mina superficial, água retirada da base (Banks et al., 2002).
(b) Abakan Chernogorsk region Sibéria, mina subterrânea, poço de mina (Banks et al., 2002).
(c) Svalbard. Longyearbyen, Bjørndalen mina activa, furo bombeado (Banks et al., 2002)
(d) Polkmment , furo bombeado (Chen et al., 1999)
(e) South Wales, descarga (Banks,2004)
(f) Mina de Germunde (caso de estudo), níveis inundados.
29
Tabela 2.3 Características dos efluentes procedentes de escombreiras (dados em mg/L, excepto nos
mencionados) adaptado de Banks et al. (2002), Younger (2001) e caso em estudo
Mine 3
Bjorndalen
(a)
Spoil leachate,
Sverdrupbyen
(b)
Mine de Baads
Bing east
(c)
Escombreira Serrinha,
Germunde
(d)
Data
Jul/96
Jul/96
Caudal (L/s)
c. 0,1
c. 0,25
T (ºC)
0
1,9
pH
3,7
2,7
2,8
3,6
Alc (meq/l)
0
0
0
0
Eh (mV)
420
481
EC (µS/cm)
1998-2004
16,8
180,5
3350
5190
407
229,9
Ca2+
15,6
48,2
Mg2+
4,5
48,6
32
737,2
Na+
3,4
18
19
10,3
+
<0,5
<0,5
7
21,8
Cl-
4,54
7,04
16
26,5
SO42-
76,6
1077
3077
5827,8
NO3-
0,569
2,43
10,0
F-
<0,05
0,063
5,0
K
Si
0,974
6,8
Fe
1,6
179
550
16,7
30,9
Al
1,8
27,5
80
361,7
Mn
0,402
3,2
6,3
78,7
Zn
0,487
1,3
0,4
11,2
Ni
0,0374
0,393
Ba
0,0197
0,0039
Cd
B
<0,005
<0,010
<0,005
0,0467
Cr
<0,01
<0,01
0,0
Cu
0,014
0,168
0,3
Sr
0,26
1,1
(a) Svalbard. Mine Bjørndalen 3, Longyearbyen. (Banks et al., 2002)
(b)Svalbard., Sverdrupbyen, Longyearbyen. (Banks et al., 2002)
(c)Durham, Mine de Baads Bing East (Younger, 2001)
(d) Escombreira da Serrinha (valor médio), Mina de Germunde (caso de estudo)
2.5
3,2
0,0
0,4
Os impactos da drenagem mineira nos ecossistemas e na saúde
humana
Na avaliação do risco ambiental em minas abandonadas, tem de se ter em atenção a
eficácia da fonte do contaminante, a intensidade do contaminante (concentração), a duração
da fonte do contaminante, os processos de atenuação natural e o trajecto do transporte
hidrológico para os receptores sensíveis (águas superficiais e águas subterrâneas).
A drenagem de águas da mina leva à degradação da qualidade da água quer
superficial, quer subterrânea. Consequentemente, todos os ecossistemas que estejam directa
ou indirectamente relacionados com essa água irão ser afectados.
30
A descarga de efluentes ricos em metais e com pH ácido provoca uma deterioração
da qualidade da água e dos sedimentos dos rios.
A maior parte dos efluentes mineiros contém matérias em suspensão, habitualmente,
formadas por uma mistura de silicatos, de óxidos, de carbonatos e de sulfatos que podem
causar uma mortalidade importante nos peixes obstruindo as suas brânquias, alterando o
seu habitat, contaminando os sedimentos ou reduzindo a penetração da luz nas águas
receptoras (Collon, 2003).
A maioria das plantas não tolera pH ácido porque este causa a inibição dos sistemas
enzimáticos, restringindo a respiração e a absorção de nutrientes e água através da raiz (Bell
et al., 2001).
A maioria dos organismos aquáticos necessita de um meio com condições neutras de
pH para a sua sobrevivência e, muitas vezes, a DMA é um meio extremamente ácido com pH
inferior a 4,5. O efeito da DMA sobre estes ecossistemas é analisado através de indicadores
como as populações de macro-invertebrados bentónicos cujas características (números de
espécies, espécies dominantes, densidade de população) são alteradas pela contaminação.
Os peixes, sensíveis a uma grande variedade de factores de stress, são utilizados igualmente
como indicadores de poluição. A sua posição cimeira na cadeia alimentar aquática e o facto
de serem consumidos pelo homem torna qualquer contaminação preocupante.
Os contaminantes mais comuns em água de mina são o sulfato, o manganês, o ferro
e o alumínio.
O sulfato causa problemas gastro-intestinais quando presente nas águas de
consumo humano em concentrações superiores a 250 mg/L (WHO, 2004).
O manganês é um elemento persistente uma vez que, apenas precipita quando o
pH se torna superior a 10. Pode, por conseguinte, ser transportado para longas distâncias a
partir da fonte de poluição. Embora, a sua toxicidade não esteja bem estudada, a sua
presença em concentrações superiores a 400 mg/L é indesejável uma vez que pode causar
problemas neurológicos (WHO, 2004).
O ferro é um dos poluentes mais comuns em águas de mina. Apresenta-se sob
diversas formas dependendo do pH e da concentração. Forma revestimentos de crostas
sólidas no fundo dos leitos dos rios e ribeiras, vulgarmente, chamados “ocres”, não
permitindo o desenvolvimento dos organismos aquáticos que ali vivem e que formam a base
da cadeia alimentar. Estes sólidos também se podem instalar nas membranas das guelras
31
dos peixes levando à sua morte por asfixia (Jarvis e Younger, 1997; Hedin, 2006).
Normalmente, nas águas afectadas por drenagem mineira, o ferro ocorre em concentrações
que se situam entre 3 a 200 mg/L. Mas, mesmo quando está presente em modestas
concentrações (apenas alguns mg/L), pode tornar as águas impróprias para consumo se não
existir um extenso e frequentemente caro tratamento prévio (Younger, 2000a).
O alumínio e seus compostos são muito pouco absorvidos pelo corpo humano pois o
intestino constitui uma barreira natural ao alumínio ingerido, reduzindo a sua absorção. O
alumínio torna-se tóxico para pacientes com insuficiência renal crónica, uma vez que a
principal via de excreção do metal é pelos rins e, nesta doença, essa função encontra-se
prejudicada. Porém, o risco de neurotoxicidade e outras desordens estão associados à
presença do alumínio nos fluídos de diálises e não ao alumínio ingerido por via oral.
O alumínio é um metal muito tóxico para os peixes e outros organismos aquáticos,
tendo um papel muito importante na destruição dos ecossistemas. Todos os peixes e a maior
parte dos macro-invertebrados morrem quando o pH é inferior a 5,5 e a concentração de
alumínio dissolvido excede 0,5 mg/L. Quando o pH se situa entre 5 e 9, o alumínio torna-se
relativamente imóvel como hidróxido (Al(OH)3), não constituindo qualquer problema.
Hidróxidos e hidroxissulfatos de alumínio brancos, chamados de “Alum”, precipitam quando o
pH da água de mina ácida aumenta localmente. O “alum” pode ter o mesmo efeito que o
ocre, inviabilizando a vida aquática. Todavia, os depósitos de precipitados de ferro (ocres) e
alumínio (alum) actuam como poderosos adsorventes de muitos metais ecotóxicos,
especialmente, na gama de pH entre 4,5 e 8 (Dzombak e Morel, 1990; Younger et al.,
2002), agindo assim como atenuadores naturais.
Outros contaminantes menos comuns (mas localmente importantes) nas águas da
mina são os metais pesados como o zinco, o cádmio, o níquel, o cobre e outros elementos
vestigiais como o mercúrio e o chumbo. Os metais pesados são tóxicos para os peixes e
macro-invertebrados bentónicos, mesmo em concentrações muito fracas. Concentram-se nos
sedimentos, nas algas marinhas e nas macrófitas a jusante dos sítios mineiros e contaminam
progressivamente as populações bentónicas. Estes constituem à sua volta uma via de
transferência para os peixes. Estes elementos acumulam-se nos tecidos musculares e
hepáticos dos invertebrados bentónicos e dos peixes e podem provocar a morte destes
organismos.
32
O
arsénio
particularmente,
é
um
quando
contaminante
os
jazigos
importante
contêm
em
algumas
arsenopirite.
Uma
águas
de
mina,
peculiaridade
do
comportamento geoquímico deste elemento é a sua tendência de ser mais móvel num pH
mais neutro do que sob condições ácidas. Tal deve-se ao facto de o arsénio dissolvido tender
a ser móvel como o oxi-anião AsO4-, sendo adsorvido preferencialmente na superfície dos
minerais de carga variável quando o pH da solução é inferior ao ponto de carga zero do
mineral, mas permanecendo na água quando o pH da solução é superior ao ponto de carga
zero do mineral (Younger, 2002).
2.6
Considerações finais
Neste capítulo, apenas se fez uma pequena introdução aos problemas das variações
das características químicas da água em ambiente mineiro. Vários conceitos químicos estão
subjacentes a este problema mas, uma vez que não se trata do assunto primordial deste
trabalho (embora tenham sido tomados em conta durante a sua execução), não foram
abordados nesta pequena síntese, dado que a tornariam exaustiva demais para o objectivo
em questão. Aconselha-se para um maior aprofundamento deste assunto a leitura de alguns
trabalhos referenciados como Rose e Cravotta III (1998), Younger (2002), Younger et al.
(2002), Heip e Middelburg (2002), Johnson (2003) e Banks (2004).
33