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1. CAPÍTULO 8

PROPOSTA PARA UMA ESTRATÉGIA DE REMEDIAÇÃO

8.1 Introdução

O verdadeiro carácter holístico da remediação da água da mina expressa-se pela

necessidade de envolver a intervenção de uma equipa multidisciplinar em que geocientistas

de várias especialidades trabalham lado a lado com hidro-ecologistas, microbiólogos e até

especialistas sócio-económicos.

Quando se opta por remediar um dado local afectado por contaminação mineira, há

três opções que têm de ser encaradas (Younger et al., 2002; Younger e Wolkersdorfer,

2004):

• Intervenção física de modo a prevenir ou minimizar a libertação de contaminantes;

• Monitorização da Atenuação Natural, quando os processos naturais são considerados

suficientes para lidar e controlar a contaminação;

• Tecnologias de tratamento de águas de mina:

• Sistemas de Tratamento Activos, isto é, os que exigem uma manutenção

constante e entradas contínuas de recursos para sustentar o processo;

• Sistema de Tratamento Passivos, isto é, os que exigem relativamente poucos

recursos e manutenção após estarem a operar.

8.2 Intervenção física de modo a minimizar a libertação de poluentes

Tendo em conta o axioma que “é melhor prevenir do que remediar”, é, geralmente,

preferível, optar pela aplicação de técnicas que possam ser utilizadas para controlar a fonte

de formação de drenagem mineira (Johnson e Hallberg, 2005).

165

Prevenir a formação ou a migração de drenagem mineira na sua fonte é considerada,

comummente, a opção preferível, embora tal nem sempre seja possível.

As estratégias de intervenção física que visam minimizar a libertação dos

contaminantes nas águas de mina devem centrar-se na limitação das condições favoráveis à

oxidação de sulfuretos, isto é, restringir:

• a presença de oxigénio;

• a disponibilidade de humidade;

• a presença e a actividade do ferro e do enxofre;

• a presença de bactérias de oxidação.

Vários sistemas de prevenção podem ser implementados durante a fase de abandono

da mina para impedir ou minimizar a produção de águas de drenagem de mina. Estes

sistemas dividem-se em duas categorias: processos físicos e processos químicos.

A prevenção de formação de drenagem mineira por processos físicos consiste em

estabelecer barreiras físicas, cujo objectivo é evitar que a água ou o oxigénio entrem em

contacto com os minerais redutores (Skousen, 1999; Prudêncio e Sequeira, 2003) através da

edificação de estruturas (selagem das minas, revestimento das paredes da mina com gesso),

do enchimento da mina por inundação, do enchimento dos espaços vazios com material

rejeitado, da aplicação de coberturas sobre as escombreiras e da extracção de água para

evitar a formação da drenagem mineira.

Os processos químicos de prevenção consistem na aplicação de uma barreira

química, formada pela adição de reagentes químicos apropriados para prevenir a formação

da drenagem mineira. Entre os métodos existentes, destacam-se as barreiras hidráulicas e

de difusão (“Cemented Layers”) (McGregor e Blowes, 2002) e o micro-encapsulamento da

pirite (“Pyrite Microencapsulation”) (Vandiviere e Evangelou, 1998).

8.3 Monitorização da Atenuação Natural

O termo “Atenuação Natural” foi definido como sendo “o conjunto dos processos

naturais que ocorrem no solo e na água subterrânea e que, sem intervenção humana,

ajudam a reduzir a massa, a toxicidade, a mobilidade, o volume, ou a concentração de

contaminantes naqueles meios” (Wiedemeier et al., 1999). Estes processos que ocorrem in

situ incluem a biodegradação, a dispersão, a diluição, a adsorção, a volatilização, a

166

deterioração radioactiva e a estabilização ou a transformação ou a destruição dos

contaminantes por processos químicos e/ou biológicos (EPA, 1999).

A atenuação natural ocorre na maioria dos locais contaminados. Contudo, é

necessário que o meio reúna um conjunto de circunstâncias favoráveis para que este

processo possa ser considerado um processo de remediação eficiente. Os cientistas

monitorizam e testam os processos naturais para se certificarem que a atenuação natural

está a ser eficaz. A esta metodologia dá-se o nome de Monitorização da Atenuação Natural

(MAN).

A monitorização da atenuação natural é, muitas vezes, a opção mais sustentável e

adequada a longo prazo, particularmente, para os locais menos afectados por descargas de

água de mina contaminada. Esses locais terão de ser monitorizados enquanto não se

atingem os níveis de contaminação a partir dos quais se considera a área descontaminada. A

frequência do plano de monitorização depende do local e do grau de confiança na

sustentabilidade da atenuação natural.

A selecção desta opção de remediação deve ser baseada em 2 factores (Younger e

Wolkersdorfer, 2004):

• disponibilidade de diluição nos rios/ribeiros receptores – é um factor específico do

local que, apenas, pode ser assegurado caso a caso, através da monitorização da

qualidade da água e da monitorização hidrométrica. Os dados obtidos têm de ser

sustentados por modelação matemática;

• grau de regeneração natural que ocorre nos trabalhos de inundação – é um

fenómeno geoquímico genérico que tem sido muito estudado nos últimos anos

(Younger 1997, 1998, 2000a). Quando nos trabalhos mineiros se principia o

processo de inundação dos níveis da mina, há, inicialmente, uma deterioração da

qualidade de água. No entanto, a libertação contínua a longo prazo dos

contaminantes só ocorre nas litologias que estão acima do nível hidrostático dos

trabalhos inundados de mina.

A aplicabilidade da monitorização natural a um local contaminado, exige uma

avaliação específica das condições do meio e a determinação de parâmetros, tais como:

• a abundância relativa dos minerais presentes como sulfuretos, carbonatos e silicatos;

• a taxa de libertação de cada contaminante;

• o conhecimento dos processos de mistura de águas;

167

• a velocidade de degradação.

A Monitorização da Atenuação Natural é muito utilizada na remediação de águas e

solos por hidrocarbonetos. Contudo, a sua aplicação em áreas contaminadas por metais

ainda se encontra numa fase inicial.

8.4 Tecnologias de tratamento de águas de mina

Dadas as dificuldades práticas envolvidas em inibir a formação de drenagem mineira

na fonte, frequentemente, a única alternativa é minimizar o impacto que esta água

contaminada provoca através da implementação de tecnologias de tratamento das águas.

Estas têm sido muito bem documentadas em diversos trabalhos publicados (Hedin et al.,

1994; Younger et al., 2002; Ford, 2003; PIRAMID Consortium, 2003; INAP, 2003; EPA,

2006). A nível internacional, existem programas que visam a recuperação da área

envolvente à exploração mineira, cujo suporte e metas a serem atingidas são suportadas

legalmente. A legislação portuguesa e europeia ainda não prevê um regime relativamente às

águas provenientes de descargas mineiras. Assim, é necessário recorrer a legislação onde

esta temática se possa enquadrar. No Decreto-Lei nº. 236/98, de 1 de Agosto de 1998,

encontram-se fixados os valores limites de concentrações de substâncias poluidoras para

descargas de águas residuais nos meios receptores. Devido à falta de legislação para as

descargas mineiras utilizar-se-ão aqueles valores como valores guia.

Para ajustar a descarga mineira à sua integração no meio receptor, é possível

recorrer a sistemas de tratamento activos ou passivos.

Estando fora do âmbito deste trabalho uma descrição exaustiva dos diferentes

métodos de tratamento existentes, apenas se irá realizar uma breve caracterização dos

mesmos, para integração e justificação da escolha a posteriori do método escolhido.

8.4.1 Sistemas de Tratamentos Activos

São considerados sistemas activos de tratamento de águas de mina aqueles “que

melhoram a qualidade de água através de métodos que exijam a entrada de energia artificial

e de reagentes (bio)químicos” (Younger et al., 2002).

Uma das tecnologias de tratamento activo da drenagem mineira usa processos de

unidade convencionais de tratamento de águas residuais. A aproximação clássica ao

168

tratamento activo da drenagem mineira ácida e/ou ferruginosa envolve 3 etapas (Younger et

al., 2002; Younger e Wolkersdorfer, 2004; Johnson e Hallberg, 2005):

• oxidação, não só para converter o Fe2+ em Fe3+ mas também para causar o aumento

do pH através da exalação do CO2 que se encontra presente;

• introdução de material alcalino (como, por exemplo: cal, cal hidratada, carbonato de

cálcio, carbonato de sódio, hidróxido de sódio) para subir o pH e diminuir a

solubilidade da maioria dos metais, o que leva à precipitação destes como hidróxidos

ou carbonatos (dependendo do tipo de material de neutralização que for utilizado);

• aceleração do processo de sedimentação, geralmente, por meio de um purificador ou

de um espessador lamelar de placa, ajudado, frequentemente, pela adição de

floculantes e/ou coagulantes.

O resultado é a produção de uma lama rica em ferro que poderá conter outros

metais, dependendo da química da água tratada. Algum sulfato (sob a forma de gesso)

poderá ser removido, se o reagente de neutralização utilizado contiver cálcio.

A eficácia do tratamento dependerá do agente de neutralização utilizado: o hidróxido

de sódio é 1,5 vezes mais eficaz do que a cal; todavia, o seu custo também é mais elevado

(Johnson e Hallberg, 2005). Uma vez que cada tipo de metal precipita em condições

específicas de pH, as concentrações residuais de alguns metais podem ser bastante elevadas

(Kalin et al., 2006).

As maiores limitações desta tecnologia são (Younger et al., 2002):

• ser extremamente cara, devido à necessidade contínua de adição de reagentes;

• pequena percentagem de remoção de sulfatos: no máximo é retirado 10% do sulfato

que se encontra em solução;

• presença de concentrações residuais de alguns metais que podem ser bastante

elevadas;

• enorme quantidade de lamas produzidas.

Actualmente, é possível reduzir o volume de lamas produzido por este processo,

fazendo a recirculação da lama pela unidade de sedimentação, obtendo-se, assim, uma lama

de alta densidade, com aproximadamente 20-30% de sólidos em contraste com os 5%

obtidos pelo método tradicional.

169

A necessidade de diminuir a concentração de sulfato, um dos maiores contaminantes

presentes nas águas de mina, levou ao desenvolvimento de tecnologias que se baseiam na

utilização microbiana para remover este contaminante (INAP, 2003). Na realidade, a

remoção biológica de sulfatos ocorre em duas etapas. A primeira etapa envolve a redução do

sulfato a sulfureto de hidrogénio por bactérias sulfato redutoras. A redução de sulfato a

sulfureto necessita da presença de bactérias como agentes catalizadores, dado que, de outro

modo, a velocidade da reacção é extremamente lenta. O sulfureto produzido na primeira

etapa é, em seguida, oxidado a enxofre elementar, por bactérias quimiotróficas ou por

bactérias fototróficas (INAP, 3003). Este processo é conhecido como “Remoção Biológica de

Sulfato” (“Biological Sulphate Removal”). Consequentemente, é um processo de tratamento

biológico, no qual as bactérias sulfato redutoras (BSR) entram em contacto com as águas

ricas em sulfato. As tecnologias activas de tratamento que usam a remoção biológica do

sulfato são conhecidas como Biorreactores (“Bioreactor”) (INAP, 2003). No desenvolvimento

e uso de biorreactores para remoção biológica de sulfato, várias questões têm recebido uma

atenção particular, nomeadamente, o tipo de substrato a usar, o efeito da toxicidade da

descarga mineira nas bactérias sulfato redutoras e o tipo ou projecto do biorreactor. Nos

estudos levados a cabo, uma grande variedade de substratos têm sido usados, desde

compostos de cogumelos (Dvorak et al., 1992) à utilização de etanol (Greben et al., 2000). A

sua escolha vai ser determinada pela disponibilidade e custo. Embora, inicialmente, a

redução do sulfato e a precipitação dos sulfuretos polimetálicos fossem efectuadas em

reactores distintos, actualmente, novas abordagens permitem que estas duas reacções se

dêem no mesmo reactor.

Existem outros métodos de tratamento activo dos efluentes mineiros entre os quais

se destaca o processo de biossalinização, o processo de troca iónica /sorção, a extracção

electroquímica, etc. No entanto, a maioria deles só é aplicada em casos muito específicos.

8.4.2 Sistemas de Tratamento Passivos

Consideram-se sistemas passivos de tratamento “aqueles em que se utilizam fontes

de energia naturalmente disponíveis, tais como a inclinação topográfica, a energia

metabólica microbiana, a energia da fotossíntese e a energia química e que exigem uma

manutenção irregular para operar com sucesso durante a sua vida útil” (PIRAMID

Consortium, 2003). Como se depreende da definição, este tipo de tecnologia usa materiais

170

naturais para promover os processos químicos e biológicos que neutralizam a água e

removem contaminantes. Estudos realizados nos sistemas de tratamento passivos

(biológicos) indicam que os metais são removidos através da absorção e da precipitação de

hidróxidos de metal (Kalin, 1992). Em condições redutoras de sulfato, Wieder (1992)

descobriu que o ferro fica retido na matéria orgânica e, também, precipita como carbonato

ou hidróxido. Estes precipitados removem outros metais da água através de processos de

adsorção e co-precipitação (Kalin e Wheeler, 1992). De notar que um sistema de tratamento

passivo é, essencialmente, um sistema biogeoquímico altamente complexo (Walton-Day,

1999), pelo que uma descrição completa, precisa e simultânea dos processos que ocorrem

ao mesmo tempo não é praticável.

Este tipo de tratamento apresenta muitas vantagens relativamente ao tratamento

activo convencional dado que deixa de ser necessária a adição constante de químicos, não

há consumo de energia e as necessidades operativas e de manutenção são menores. No

entanto, a sua implementação precisa de uma área disponível maior e os investimentos

iniciais são superiores (Younger et al., 2002).

Nos últimos anos, várias pesquisas estão a ser levadas a cabo de modo a tentar

tornar os métodos de tratamento passivos mais eficientes. Todavia, a aplicabilidade de

muitas destas técnicas continua a ser testada. À semelhança dos sistemas tradicionais de

tratamento de águas residuais, os tratamentos passivos envolvem, frequentemente,

componentes discretos ou unidades que executam uma ou mais funções específicas. As

unidades podem ser:

• Canais Anóxicos de Calcário (“Anoxic Limestones Drains”) (ALD);

• Canais Abertos de Calcário (“Open Limestones Channels”)(OLC);

• “Wetlands Aeróbias” (“Anerobic Wetlands”) e as “Wetlands Compostas” (“Compost

Wetlands”), também conhecidas como Wetlands Aneróbias;

• “Sistemas Verticais de Fluxo” (Vertical-Flux Systems) (VFS) também chamados de

“Sistemas de Produção Sucessiva de Alcalinidade” (“Sucessive Alkalinity-Producing

Systems”) (SPAS);

• Barreiras Reactivas Permeáveis (“Permeable Reactive Barriers”) (PRB);

• “Biological polishing”;

• “Acid Redution Using Microbiology” (ARUM).

171

Segundo a Agência de Protecção do Ambiente dos Estados Unidos, “Wetlands” são as

áreas inundadas ou saturadas por águas superficiais ou subterrâneas, com uma frequência e

duração suficientes para apoiar uma prevalência de vegetação tipicamente adaptada à vida

em solos saturados. Wetlands, geralmente, incluem brejos, sapais, pântanos e áreas

similares. Na língua portuguesa, não existe nenhum termo que traduza, na globalidade, esta

definição pelo que se optou por não efectuar a sua tradução.

Existem ainda outros tratamentos passivos de remediação que não serão abordados

neste capítulo por não terem qualquer tipo de aplicabilidade no caso em estudo. Dentro

destes, destacam-se os tratamentos estritamente relacionados com os lagos artificiais

formados após o encerramento de minas.

Nesta secção, apenas se apresenta resumidamente as tecnologias passivas de

tratamento.

Os Sistemas Passivos por Meios Inorgânicos são baseados na dissolução e/ou

precipitação de uma ou duas espécies inorgânicas para efectuar mudanças químicas

importantes na água da mina. Nos “Canais Anóxicos de Calcário” (ALD) e nos “Canais

Abertos de Calcário” (OLC), a dissolução do calcário é usada para subir o pH, neutralizar a

acidez e fornecer alcalinidade à água da mina (PIRAMID Consortium, 2003).

Os ALD são unidades enterradas ou trincheiras de pedra calcária rematadas com uma

capa impermeável de argila (INAP, 2003). Esta capa vai criar um ambiente com grande

quantidade de dióxido de carbono e baixa quantidade de oxigénio, o que irá permitir

aumentar a dissolução de pedra calcária e prevenir a precipitação de hidróxidos de ferro que,

caso se formassem, poderiam inibir a dissolução de pedra calcária ou colmatar o sistema. Os

OLC são construídos, simplesmente, colocando a pedra calcária num canal e permitindo que

a drenagem mineira passe por cima da rocha, ou deitando directamente a pedra calcária

num canal de drenagem de águas de mina.

Após a passagem pelos canais, a água, nestes dois sistemas, é descarregada num

tanque ou lagoa de sedimentação para aumentar o pH e promover a precipitação dos metais.

O grande inconveniente do ALD é que as concentrações de ferro (III) e de alumínio

devem estar abaixo de 2 mg/L e a concentração de oxigénio dissolvido deve ser inferior a 1

mg/L, para evitar a precipitação de ocre nos canais. Se a água tiver concentrações de sulfato

superiores a 1500 mg/L poderá existir precipitação de gesso (Skousen, 1999). Este tipo de

unidade tem grande potencial para ser usado como um método de pré-tratamento dos

172

sistemas passivos biológicos. Nos OLC, há uma tendência para a pedra calcária ficar

revestida com óxidos de ferro e alumínio. Para garantir que tal não acontece, estes canais

devem ser construídos com um desnível de 20%, o que faz com que a velocidade de fluxo

mantenha os metais em suspensão (Skousen, 1999).

Os sistemas passivos do tipo wetlands são os mais usados nos dias de hoje. As

wetlands construídas são ecossistemas artificiais que imitam os ecossistemas naturais.

Muitas vezes, eles consistem em escavações superficiais preenchidas com cascalho ou solo

inundado e matéria orgânica para suportar a vegetação das wetlands, como Typha, Juncus, e

Scirpus sp. Ambos os tipos usam a pedra calcária na base ou misturadas com o substrato

(Skousen e Ziemkiewicz, 2005). A eficácia do tratamento vai depender das interacções

biogeoquímicas dinâmicas que ocorrem entre a água contaminada e a wetland construída

(Skousen, 1999).

O tratamento através desta tecnologia, ainda, é um desafio para águas

extremamente ácidas e pode ser desaconselhável para as águas que contenham uma

concentração significativa de metais tóxicos (como o mercúrio e o cádmio). Estes sistemas

agrupam-se, consoante a forma, função e aplicabilidade que podem apresentar.

Na evolução das tecnologias passivas de tratamento das águas de mina, as

“Wetlands Aeróbias” foram as primeiras a ser utilizadas. Nas wetlands aeróbias ocorrem

reacções de oxidação e os metais precipitam principalmente como óxidos e hidróxidos (Hedin

et al., 1994). Este sistema tem normalmente um sedimento superficial, impermeável, com

uma espessura inferior a 30 cm (INAP, 2003). Este tipo de wetland, apenas, é eficaz no

tratamento de águas ricas em ferro e cuja alcalinidade total é superior à acidez total da água

(PIRAMID Consortium, 2003). Este sistema só pode ser utilizado em águas com pH inferiores

a 5 se, antes da entrada da água na wetland, for utilizado um sistema de neutralização do

pH.

Na construção de uma wetland aeróbia, é muito importante o cálculo da área que a

mesma necessita e a escolha das plantas a utilizar, uma vez que o seu êxito vai depender

destes factores. Estudos com sucesso são descritos em Hedin et al. (1994), Kalin (1998),

Lamb et al. (1998), Eger e Wagner (2003), entre outros.

As “Wetlands Compostas” são caracterizadas por um substrato permeável,

relativamente profundo (superior a 30 cm), que consiste na mistura de solos e de vários

compostos orgânicos. É também adicionado a este sedimento pedra calcária (INAP, 2003). A

173

circulação da água contaminada por este substrato é um processo chave para a eficácia do

tratamento, dado que, dentro deste substrato anóxico, vai existir redução bacteriana do

sulfato que consome protões e/ou gera alcalinidade. A redução do sulfato promove a

remoção de ferro e zinco (como sulfuretos) e a subida do pH contribui para a remoção do

alumínio como hidróxido e do manganês como óxido ou carbonato. Este processo é indicado

na maioria dos casos de águas de mina, cuja acidez total exceda a alcalinidade total (net-

acidic) e que necessitem de tratamento passivo e cujo relevo da área seja ténue. Segundo

Lamb et al. (1998), neste tipo de wetland, a remoção de metais segue a seguinte ordem:

primeiro é removido o Al, depois o Fe, Cu, Zn, Cd e, por último, o Mn. A percentagem de

sulfato removido é muito pequena (< a 20%).

Os “Sistemas Verticais de Fluxo” (Vertical-Flux Systems) (VFS) ou “Sistemas de

Produção Sucessiva de Alcalinidade” (“Successive Alkalinity Producing Systems”) (SAPS) são

uma combinação da tecnologia ALD com as wetlands compostas onde existem os

mecanismos de redução de sulfato por bactérias (INAP, 2003). Originalmente, estes sistemas

consistiam em três camadas sobrepostas (do topo para a base): uma de água (1 - 3m), a

segunda formada por um composto rico em carbono orgânico (0,2 – 0,3 m) com a finalidade

de retirar o oxigénio dissolvido da água e reduzir o Fe3+ a Fe2+, antes da água entrar em

contacto com o agregado de pedra calcária que forma a terceira e a última camada (0,5 a 1

m) (Kruse Natalie e Younger, 2005). Os tubos de drenagem abaixo da camada de pedra

calcária transportam a água a um tanque aeróbio onde o pH é elevado e os metais são

precipitados (INAP, 2003). A água move-se para baixo da camada orgânica, ficando

gradualmente sem oxigénio. Na realidade, a camada de composto rico em carbono orgânico,

retira não só o oxigénio mas também retém o ferro como sulfureto e o alumínio como

hidróxido. Este sistema necessita de desníveis de terreno para poder ser implementado

(Younger et al., 2002). É um sistema eficaz para aumentar a alcalinidade do meio, reduzir o

sulfato e precipitar os metais. Um problema encontrado nestes sistemas está relacionado

com o alumínio: devido à dissolução de pedra calcária e aumento do pH crescente, o

alumínio (Al3+) ainda pode reagir para formar precipitados de hidróxido de alumínio dentro

do sistema de tratamento. Com o tempo, esses sólidos podem acumular-se na pedra calcária

e reduzir a permeabilidade do sistema de tratamento, causando um fracasso hidráulico (Rose

et al., 2004). Para combater esse problema, no projecto de construção de um VFS pode ser

incluído um sistema de inundação. Estes sistemas normalmente compõem-se de uma rede

174

de tubos perfurados, enterrados na pedra calcária cuja drenagem é controlada por válvulas.

Periodicamente, as válvulas são abertas para permitir que grandes montantes de água

entrem no sistema VFS de modo, no caso ideal, a retirar os sólidos acumulados (Weaver et

al., 2004).

As Barreiras Reactivas Permeáveis (“Permeable Reactive Barriers”) (PRB) são

utilizadas para adicionar alcalinidade ao meio, permitir a redução do sulfato e a precipitação

de metais (Doshi, 2006). O conceito de uma PRB’s é muito simples: um meio permeável de

material geoquimicamente apropriado é colocado no trajecto da água subterrânea

contaminada sob a forma de uma barreira transversal ao fluxo. À medida que a água

atravessa a barreira, os contaminantes são removidos do fluxo da água subterrânea, devido

às reacções biológicas e químicas que ocorrem no material reactivo de enchimento da

barreira. Os materiais apropriados para usar como componentes reactivos em PRB’s são

ferro, carbono activado, óxidos de ferro, fosfatos, minerais da argila e outros. A escolha dos

materiais e dos mecanismos de retenção vão depender do tipo de contaminação a ser

tratado pelo sistema (Roehl, 2004). Na prática, a aplicação deste conceito não é assim tão

simples, permanecendo como uma área activa de investigação.

“Biological Polishing” é um processo de remoção de metais baseado no crescimento

contínuo de algas as quais absorvem (orgânica ou inorgânica) os metais e aprisiona os

metais precipitados através da produção de colóides (Kalin, 1998). Nesta unidade, os metais

são removidos através da absorção e precipitação de hidróxidos.

“Acid Redution Using Microbiology” (ARUM) são unidades de tratamento

microbiológico. Nestas unidades, procede-se à construção de um sedimento com a matéria

orgânica na parte inferior (por exemplo, através do uso de cana de açúcar (Kalin e Caetano

Chaves, 2003), e à colocação, no topo da unidade, de uma cobertura de macrófitas

flutuantes (por exemplo, Typha). Esta cobertura orgânica superior (Kalin e Smith, 1997):

• reduz a turbulência da unidade e, consequentemente, a concentração de oxigénio na

coluna de água;

• constitui uma fonte contínua de carbono orgânico necessário para as reacções de

metabolismo microbiológico;

• cria uma área de superfície adicional para a actividade microbiológica.

Estas condições permitem que a zona de redução existente na superfície de

sedimentos orgânicos da base ascenda na coluna de água. Quanto maior for o volume de

175

água sobre o qual o sistema microbiológico possa funcionar, mais eficiente será a unidade de

ARUM (Kalin e Caetano Chaves, 2003).

Alguns destes processos de tratamento mencionados utilizam as reacções de redução

do sulfato para remover os metais presentes. Infelizmente, poucos trabalhos focalizam as

concentrações de sulfato, ou mesmo, o incluem como um parâmetro de estudo (INAP,

2003).

Foram abordadas as principais unidades que formam os sistemas de tratamento

passivo. Cada uma das tecnologias acima mencionadas é apropriada para um tipo diferente

da água de mina ou para circunstâncias hidráulicas específicas. Normalmente, estas

unidades são usadas em conjunto devido à complexidade das águas a serem tratadas. A

quantidade de bibliografia nesta área é muito extensa uma vez que são tecnologias que

estão a ser alvo de estudos intensos para tentar encontrar as melhores soluções de

extracção dos contaminantes das águas, isto é, qual o melhor conjunto de bactérias, plantas,

compostos orgânicos ricos em carbono, rochas que se podem adicionar para aumentar a

rentabilidade do sistema.

8.5 Escolha do método mais apropriado

Cada local, antes da aplicação de um método de tratamento, tem de ser alvo de um

estudo muito aprofundado a vários níveis, dado que, para o desenvolvimento do plano de

tratamento, é necessário conhecer (PIRAMID Consortium, 2003; INAP, 2003):

• o fluxo para dimensionamento da unidade de tratamento;

• as características hidroquímicas das drenagens mineiras para determinar qual o tipo

de unidades de tratamento mais apropriadas;

• o local onde vai ser implementado o sistema de tratamento.

Após a selecção do local de implementação da unidade de tratamento, é necessário

proceder a diversos estudos (topográfico, geológico, geotécnico, hidrológico, pedológico,

etc.) para se proceder à sua avaliação.

Em geral, as lagoas de sedimentação e as wetlands aeróbias podem tratar a água

net-alkaline (águas onde a alcalinidade total excede a acidez total) e que contêm

concentrações elevadas de ferro, uma vez que apenas é essencial fornecer um tratamento

que proporcione um ambiente oxidante, com tempo suficiente de residência para permitir a

176

oxidação do metal e a sua precipitação. Se a área disponível para a implementação do

sistema for pequena, pode apenas ser usada a lagoa de sedimentação. O uso conjunto de

ambas poderá aumentar, no entanto, a eficácia do sistema (Hedin et al., 1994).

O tratamento de drenagens ácidas pode ser assegurado de vários modos

dependendo da química afluente. O ALD pode ser usado para tratar a água cuja acidez total

excede a alcalinidade total (net-acidic) com baixas concentrações de alumínio, ferro férrico e

oxigénio dissolvido. Todavia, é necessário construir uma lagoa de sedimentação ou uma

wetland aeróbia após o ADL para permitir a oxidação e a precipitação dos metais. Os VFS, as

wetlands aneróbias, e OLC podem tratar a água net-acidic, com concentrações mais elevadas

de alumínio, ferro férrico e oxigénio dissolvido, como também podem ser empregues no

tratamento de águas net-alkaline (Skousen e Ziemkiewicz, 2005).

8.6 Tratamentos anteriormente aplicados na Mina de Germunde

No caso em estudo, foram levados a cabo durante a fase de fecho / abandono da

mina trabalhos de recuperação ambiental e paisagística, a vários níveis.

Na maior parte das escombreiras que se encontravam dispersas, como a escombreira

da Xeira (ver capítulo 5), procedeu-se à reabilitação paisagística através da plantação de

eucaliptos e pinheiros. Embora não existam descargas de água associadas a esta

escombreira, foi detectado, através dos estudos geofísicos efectuados, que as águas

infiltradas através da precipitação e que circulam livremente no seu interior se encontram

bastante contaminadas (ver figura 5.10).

Nas escombreiras situadas na margem esquerda do Rio Douro, procedeu-se a

trabalhos de integração paisagística e de estabilização geotécnica (Dinis da Gama, 2000).

Contudo, apesar da recobertura vegetal (Figura 8.1), a medição de pH das águas presentes

no sistema de drenagem revela que estas apresentam carácter ácido.

177

Figura 8.1 Aspecto geral da escombreira situada na margem esquerda do rio Douro (esquerda) e escorrência típica da escombreira após ocorrência de precipitação (direita)

A escombreira principal da antiga exploração - a escombreira da Serrinha – foi alvo

de uma recuperação ambiental e paisagística, a vários níveis, durante o ano de 1995,

nomeadamente (Dinis da Gama e Arrais, 1996):

• regularização das plataformas e criação de patamares intermédios nos taludes de

modo a assegurar a estabilidade geotécnica da escombreira;

• cobertura dos taludes e plataformas com brita e sarrisca calcária, com dosagens das

20 t/ha, para reduzir a lixiviação dos terrenos e melhorar as condições de suporte;

• recobrimento com terras vegetais de suporte, em espessura média de 30 a 50 cm;

• instalação de um sistema de colecta/drenagem de águas e bacias de tratamento das

águas. Foram construídas três bacias, sendo duas de recolha de águas de

escorrências e uma na base do talude para tratamento das águas infiltradas; estas

bacias de tratamento são constituídas por dois compartimentos, um para decantação

e outro para neutralização; os mesmos foram dimensionados para tempos de

retenção de cerca de 8 horas, contemplando os períodos de pluviosidade máxima;

• elaboração de um plano de florestação e arranjo paisagístico da área, que não foi

aplicado na sua totalidade.

O mesmo projecto previa a implementação de um plano de monitorização periódica,

onde seria verificado a estabilidade dos taludes, a qualidade das águas drenadas e a

evolução da flora e admitia-se que a recuperação global teria lugar num período de 4 a 5

anos (por volta do ano 2000).

178

Visitando o local, é perceptível que o plano de recuperação da escombreira da

Serrinha não foi bem sucedido, pois nem a monitorização do sistema de tratamento

implementado nem os trabalhos de conservação ocorreram; por conseguinte, as estruturas

foram-se degradando (Figura 8.2) e as águas de drenagem continuam ácidas e com

concentrações elevadas de sulfato e de metais (ver anexo C, ponto E1), como antes dos

trabalhos de intervenção efectuados.

Figura 8.2 Fotografias da escombreira: (a) e (b) vista geral das bacias de tratamento situadas na base da escombreira; (c) e (e) tanque de decantação; (d) saída de água após passagem pelas bacias de tratamento

179

No período que antecedeu o encerramento da mina subterrânea, foram realizados

vários estudos com vista a minimizar o impacto ambiental desta após o encerramento. Deste

modo, várias circunstâncias foram estudadas (ECD, 1995), designadamente: as estruturas

superficiais, a necessidade de preenchimento ou não dos túneis abertos, o tratamento final a

dar aos poços e o problema das águas subterrâneas. O preenchimento dos poços, embora

não sendo necessário, foi recomendado de modo a aumentar as condições de segurança.

Após o enchimento, a recobertura foi efectuada por uma lage de betão armado. Os troços

superiores dos poços de Germunde I e II ficaram por entulhar acima do nível 35 de modo a

virem ser integrados num conjunto museológico. No contexto da desactivação da mina,

estava previsto que as infra-estruturas existentes no subsolo, principalmente, as que

originam contaminação de vários tipos (baterias, cabos eléctricos, etc…) fossem retiradas

antes do desligamento das bombas de modo a não criarem focos de poluição subterrânea

(ECD, 1995). A empresa assumiu o compromisso de respeitar a legislação relativamente à

qualidade das águas subterrâneas. O modelo elaborado previa que, com a inundação da

mina, uma melhoria da qualidade dos efluentes se registaria em alguns anos. De facto,

registou-se uma melhoria a nível do pH da água, mas a concentração de sulfato e metais

continua muito elevada, como se verificou através das análises químicas efectuadas (ver

análises referentes ao ponto M1).

8.7 Aplicação ao caso de estudo

Com referência aos resultados obtidos sobre a área mineira de Germunde, verificou-

se que as concentrações dos metais pesados, embora adquirindo pontualmente alguma

expressão quantitativa nos sedimentos e nas águas, não parecem constituir factor de

preocupação muito séria em termos de risco ambiental, até porque a utilização da terra e da

água sob influência directa da mina pelas populações autóctones (em pequenos agregados) é

limitada. No entanto, certos locais pontuais podem ser alvo de trabalhos de remediação

como a escombreira da Serrinha (E1) e as descargas de mina M1 e M3. Para as restantes

áreas, uma monitorização da atenuação natural parece ser suficiente e a única solução viável

em termos práticos. Assim, é aconselhável a instalação de uma rede de monitorização das

águas subterrâneas na zona envolvente à área mineira.

180

O estudo hidrogeológico, embora muito limitado, e os restantes estudos

desenvolvidos, conseguiram demonstrar, quais os locais que devem ser monitorizados no

sentido de controlar e mitigar as situações de impacto nas águas subterrâneas.

Os trabalhos de reabilitação hidrogeológica ambiental, a nível da escombreira e

descargas de mina, deverão ser efectuados, caso a caso, respeitando as peculiaridades de

cada local.

A aplicação de um projecto de remediação destas dimensões teria de ser estudado

por uma equipa multi-interdisciplinar, para reforçar objectivos e definir alternativas de

recuperação.

Neste trabalho, apenas foram focadas as consequências nefastas que a actividade

mineira pode ter nas águas. Por tal circunstância, as medidas mitigadoras apresentadas para

a escombreira (ponto E1) e para as descargas de mina (M1 e M3) estão direccionadas nessa

vertente. Na tabela seguinte, estão representados os valores de pH e as concentrações de

sulfato, alumínio, ferro, manganês, cobre, níquel e zinco obtidos durante as campanhas de

monitorização e os respectivos valores limites de emissão que as descargas mineiras devem

respeitar (uma vez que não existe legislação para as descargas de águas de mina, serão

utilizados os parâmetros definidos para as descargas de águas residuais do Decreto-Lei

236/98 de 1 de Agosto) (Tabela 8.1).

181

Tabela 8.1 Concentrações dos elementos, obtidas para a descarga de escombreira da Serrinha (E1), descargas de mina M1 e M3, que não respeitam os valores limites de emissão para as descargas de águas residuais definidos pelo Decreto-Lei 236/98 (valores em mg/L, excepto pH)

Parâmetro

Local/ referência

amostragem pH SO4 Al Fe Mn Cu Ni Zn

E1A 4,0 7510 518,0 42,8 103,0 1,0 7,6 16,5

E1B 3,5 13744 859,0 97,0 200,0 0,0 1,2 30,6

E1D 3,4 4014 244,0 5,0 52,2 0,3 3,0 5,9

E1E 3,6 2334 101,0 9,9 26,9 0,1 1,6 3,0

E1F 3,4 3528 189,0 10,9 40,5 0,1 2,7 5,4

E1G 3,6 3837 259,0 19,8 49,7 0,1 2,9 6,0

M1A 5,9 2564 3,1 336,0 36,8 0,0 1,4 1,1

M1B 5,9 2325 1,4 314,0 33,6 0,0 0,8 0,7

M1D 6,0 1626 1,4 169,0 22,2 0,0 0,4 0,4

M1E 5,8 1622 0,3 185,0 16,8 0,0 0,2 0,2

M1F 6,2 1518 1,0 148,0 18,7 0,0 0,2 0,2

M1G 6,3 1557 0,7 239,0 16,8 0,0 0,2 0,2

M3A 2,8 887 5,1 41,9 10,6 0,1 1,0 2,6

M3B 2,6 234 7,8 3,6 2,0 0,0 0,2 0,4

M3D 2,5 355 17,8 13,7 4,1 0,0 0,4 1,0

M3F 2,6 233 7,3 2,8 2,0 0,0 0,2 0,5

M3G 2,7 248 9,7 1,4 1,7 0,0 0,3 1,3

Valor limite de emissão

6,0 – 9,0 2000 10 2 2 1 2 *

* Valor limite de emissão (VLE) não definido. Incluído uma vez que é um contaminante de origem mineira com concentração muito elevada em certos pontos

Pela observação da tabela é evidente, para todos os locais, uma melhoria da

qualidade da água desde a primeira amostragem efectuada em Abril de 1998 (representada

pela letra A) e a última em Outubro de 2004 (representada pela letra G). Tendo em conta os

limites máximos das concentrações que as descargas podem ter, seguidamente, far-se-á

uma apreciação individual para cada um dos locais.

8.7.1 Escombreira da Serrinha

A área ocupada pela escombreira, cerca de 4 hectares com, aproximadamente, 1,5

hectares de coroamento (Dinis da Gama e Arrais, 1996), fornece uma grande superfície de

infiltração de água que reage com os materiais piritosos depositados na escombreira. A

cobertura de brita e sarrisca calcária e o recobrimento com terra vegetal, colocada em 1995,

já não tem qualquer efeito na melhoria da qualidade da água.

Neste momento, a degradação das infra-estuturas é muito grande (ver Figura 8.2).

Como já foi anteriormente referido, embora no passado tenha sido construído um sistema de

182

colecta de água, actualmente, as águas oriundas da escombreira circulam livremente por

toda a área, não permitindo a contabilização do caudal real da escombreira.

Assim, medidas mitigadoras do impacto da escombreira teriam de começar por

efectuar a estabilização geotécnica das zonas que sofreram aluimento e a reconstrução do

sistema de drenagem. Para execução deste processo, não basta a substituição dos canais de

drenagem mas é necessário o redimensionamento dos mesmos uma vez que se encontram

sub-dimensionados.

Seguidamente, teria de ser aplicada, novamente, uma cobertura seca, como técnica

de prevenção, ao longo de toda a escombreira de modo a:

• diminuir a infiltração da precipitação e, por conseguinte, a formação de lixiviados;

• aumentar a estabilidade da escombreira;

• limitar a entrada de oxigénio;

• limitar as influências térmicas;

• promover o crescimento de vegetação;

• etc.

Normalmente, as coberturas secas são constituídas por diferentes camadas como o

esquema da figura 8.3. Contudo, vários conceitos e métodos de construção podem ser

encontrados na bibliografia existente como, por exemplo, em O’Kane e Wels (2003), MEND

5.4.2 (2001), Rykaart e Caldwell (2006).

Figura 8.3 Representação esquemática de uma “cobertura seca” para minimizar a produção de lixiviados na escombreira (adaptado de Johnson e Hallberg, 2005)

No caso da escombreira da Serrinha, a colocação de uma base impermeável como se

encontra no esquema da figura 8.3, seria impraticável visto que a escombreira tem um

183

volume global de materiais estimado em 1,2 milhões de m3. No entanto, a construção das

restantes camadas é viável.

A camada de selagem que tapa a escombreira é, normalmente, construída com argila

ou membranas geossintéticas (O’Kane e Wels, 2003). A instalação da camada protectora é

necessária para minimizar os impactos na camada argilosa devido a variações térmicas, a

erosão e crescimento das raízes das plantas. Estudo efectuados demostraram que, se

sujeitas a variações de temperatura elevadas, a sua eficácia pode ser afectada (Swanson et

al., 1997).

Existem outras tecnologias de minimização da formação de drenagem mineira como

a adição de minerais fosfatados (ex. a apatite) aos materiais da escombreira. O fosfatião irá

reagir com o ferro férrico e darão origem a fosfatos de ferro, e assim reduzir o potencial do

ferro férrico como agente oxidante dos sulfuretos polimetálicos. Todavia, muitos autores

consideram que este processo de inibição da oxidação da pirite é temporário devido à

formação de uma capa dura dos minerais fosfatados (Johnson e Hallberg, 2005), sendo a

sua aplicação não recomendada para o caso em estudo.

A construção na escombreira de uma “cobertura seca” eficaz implica a análise de

vários critérios. Várias etapas devem ser equacionadas antes da construção da mesma.

O’kane e Wels (2003) definiram as etapas que devem ser analisados para a construção de

um sistema eficaz (Figura 8.4).

184

Figura 8.4 Fluxograma das etapas que devem ser seguidas durante o projecto de concepção de uma cobertura seca (adaptado de O’Kane e Wels, 2003)

O projecto de construção de uma capa de cobertura da escombreira, definido por

O’Kane e Wels (2003), envolve cinco etapas. Na primeira, o projecto conceptual da cobertura

seca é seleccionado tendo em conta as características específicas do local como tipo de

materiais depositados, geometria, tamanho, clima, etc. A seguir, é realizada uma análise

detalhada do projecto conceptual, de modo a explorar as diferentes opções do projecto da

cobertura seca e os parâmetros relacionados com o desempenho das camadas. Este estudo é

efectuado, recorrendo a modelos numéricos, para se desenvolverem as relações

quantitativas entre as propriedades do sistema da capa de cobertura (tipo de material e

sequência, espessura, ângulo, densidade de vegetação, …) e os critérios de eficiência da

cobertura (rede de percolação, entrada de oxigénio, erosão, vegetação sustentável). No

terceiro passo, a avaliação do impacto quantifica a relação entre os critérios de desempenho

da cobertura e os impactos ambientais (impactos na qualidade da água subterrânea e

185

superficial, no ar, na vegetação, na vida selvagem, etc.). A quarta etapa do processo implica

uma comparação entre os impactos previstos na etapa anterior e os requisitos ambientais

que devem ser respeitados.

Os resultados da avaliação do risco e os resultados da avaliação dos impactos, tendo

em consideração a legislação ambiental, são usados para finalizar o projecto da cobertura.

Acredita-se que a aplicação desta técnica poderá dar bons resultados, caso seja

implementada. Uma das razões, que nos permite afirmar tal, é o facto de existirem outros

locais com casos de sucesso, como o de uma escombreira em County Drurham (Younger,

2002), onde a simples colocação de uma capa de argila com 0,5m de espessura permitiu

uma melhoria muito grande da qualidade da descarga da escombreira. O desenvolvimento

de cada uma destas etapas envolve um vasto trabalho de investigação que, a ser realizado,

necessita de uma equipa multidisciplinar.

Outra proposta de remediação que se poderá aplicar na escombreira da Serrinha é o

tratamento dos lixiviados da escombreira na sua base.

A escombreira da Serrinha foi implementada numa depressão topográfica, orientada

NW-SE, com pendente para sul. Esta depressão corresponde a uma linha de água que dá

pelo nome de ribeira da Murteira. Na base da escombreira, o declive existente é moderado, o

que permite a instalação de um sistema de tratamento passivo. Seria um sistema de

tratamento passivo como os descritos anteriormente. Esta técnica pode ser usada

separadamente da proposta anteriormente ou como complemento à capa de cobertura, uma

vez que existem sempre águas e oxigénio que conseguem infiltrar-se no subsolo e criar

lixiviados. No entanto, o dimensionamento do sistema é diferente nos dois casos.

Uma vez que não foi possível a medição do caudal, como já foi anteriormente

referido, a primeira tarefa que terá de ser realizada é a captação de todas as águas de

drenagem, para se poder proceder ao dimensionamento correcto das estruturas a

implementar.

Observando as análises efectuadas, o sistema de tratamento a ser implementado

tem de:

• aumentar o pH da água;

• adicionar alcalinidade ao meio;

• remover o sulfato;

186

• diminuir as concentrações de alumínio, manganês, ferro, níquel e zinco;

Tendo em conta estas características e o local de implementação do sistema de

tratamento, consultaram-se várias fontes bibliográficas de modo a encontrar casos similares

e com sistemas de tratamento implementados que tivessem tido sucesso.

A construção de uma wetland anaeróbia é um projecto inviável devido às

características topográficas do terreno, sendo esta solução colocada imediatamente de parte.

A Hedin Environmental é uma empresa de consultoria ambiental, especializada em

avaliar e em remediar os efeitos da drenagem mineira. Esta empresa caracterizou e definiu

diferentes tipos de abordagem para cada local. Na tabela 8.2 encontram-se os projectos

realizados por esta empresa, cujas características são mais parecidas com o caso em estudo.

Tabela 8.2 Projectos efectuados pela Hedin Environmental e respectivas soluções apresentadas (dados obtidos em http://www.hedinenv.com/projectpages/he_passive_treatment_systems.htm, acedido em Maio 2008) Localização K&J Coal, Pond 4 Site

(bond forfeiture COA) K&J Coal, Pond P Site (bond forfeiture COA)

K&J Coal, Gaber-Brown Site (bond forfeiture COA)

Ano 2005 2004 2004 Características médias da descarga mineira

Caudal =12,6 L/s pH 4,5 Al – 10 mg/L Fe < 1 mg/L Mn – 40 mg/L

Caudal = 9,4 L/s pH 3,5 Al – 15 mg/L Fe < 1 mg/L Mn – 40 mg/L

12,6 L/s pH 3,5 Al – 25 mg/L Fe < 1 mg/L Mn – 40 mg/L

Qualidade do Efluente

Net alkaline 90 mg/L Al < 1 mg/L Mn <1 mg/L Fe < 1 mg/L

Net alkaline 40 mg/L Al < 1 mg/L Mn <5 mg/L Fe < 1 mg/L

Net alkaline 50 mg/L Al < 1 mg/L Mn <1 mg/L Fe < 1 mg/L

Sistema de tratamento implementado

2 VFS com sistema de inundação integrado; Lagoa de sedimentação; OCL

3 VFS com sistema de inundação integrado; Lagoa de sedimentação; wetland

2 VFP com sistema de inundação integrado, Lagoa de sedimentação, OCL, wetland

Estas águas têm baixo pH e concentrações moderadas de metais. Os sistemas de

tratamento consistem basicamente na aplicação de VFS com sistemas de inundação

integrados, seguidos de uma lagoa de sedimentação. No final, é implementado um OCL para

remover o Mn e aumentar a alcalinidade do meio. A construção de uma wetland ajuda a

estabilizar a descarga do efluente.

Comparando as concentrações iniciais dos elementos deste projecto com as obtidas

na escombreira da Serrinha, deparamos com grandes discrepâncias a nível de concentrações

de alumínio. A instalação de um sistema parecido na escombreira iria obrigar a introdução de

mais sistemas de VFS com sistema de inundação integrado (para evitar a deposição do

187

hidróxidos de alumínio) o que, provavelmente, iria tornar o projecto financeiramente

incomportável.

Kalin e Caetano Chaves (2001 e 2003) descrevem um sistema de tratamento

microbiológico implementado no portal de uma mina de ouro no Brasil. Embora o sistema, à

data de publicação do artigo, não estivesse a funcionar na globalidade, os resultados obtidos

nos dois primeiros anos (1999-2001) são bastante promissores, dado que as diferenças das

concentrações iniciais e finais dos metais chegam a atingir duas ordens de grandeza.

Este sistema de tratamento, utilizando as unidades de ARUM, já foi testado

anteriormente noutros estudos com êxito (Fyson et al., 1993 e 1995). Os processos

microbiológicos de redução do ferro e de redução do sulfato resultam na produção de

alcalinidade. Contudo, estes processos estão normalmente confinados à superfície da

camada de sedimentos. A principal diferença entre os outros métodos que utilizam a redução

microbiológica do sulfato e a unidade de ARUM (“Acid Reduction Using Microbiology”) é que

esta, para optimizar o tratamento da drenagem mineira, é projectada e construída de modo

a permitir que as condições redutoras, existentes na superfície do sedimento, sejam

alcançadas em toda a coluna de água (Fyson et al., 1993). Este efeito é conseguido através

da aplicação de plantas flutuantes nas unidades de ARUM, que previnem a oxigenação da

coluna de água, mantêm as condições de redução e fornecem carbono orgânico ao

sedimento que se vai formando.

O sistema de tratamento utiliza as reacções físico-químicas e biológicas para

promover a oxidação e a precipitação, aumentar o pH e a alcalinidade. Estes processos

facilitam a co-precipitação dos metais, (principalmente, com o Al e o Fe) e/ou a adsorção no

material particulado, seja este orgânico ou inorgânico (Kalin e Caetano Chaves, 2003).

Neste exemplo (Kalin e Caetano Chaves, 2003), o sistema de tratamento é formado

por quatro unidades de sedimentação, onde ocorrem reacções de oxidação e precipitação e

três unidades de tratamento microbiológico que operam em série (Figura 8.5). As primeiras

unidades (A a D) são usadas para promover a oxidação, precipitação e sedimentação dos

metais. Seguidamente, foram instalados os três tanques de tratamento biológico (E a G),

onde o tratamento por ARUM (ver descrição na secção 8.4.2) foi parcialmente aplicado. Uma

conduta, entre o tanque G e o D, foi construída para o caso de se considerar que o

tratamento final do tanque G não tenha sido satisfatório e seja necessário efectuar nova

188

circulação das águas pelos tanque microbiológicos, antes de se proceder à descarga para o

meio hídrico. O dimensionamento das unidades foi, em parte, condicionado pela topografia

do terreno (declive acentuado), o que levou à construção de mais unidades mas de menores

dimensões.

Figura 8.5 Esquema do sistema de tratamento implementado num efluente de uma mina de ouro no distrito mineiro de Nova Lima, Minas Gerais, Brasil. Para cada unidade estão incluídos o volume estimado (m3) e o tempo de residência (dias) (Kalin e Caetano Chaves, 2003)

Nas unidades de ARUM, um total de 10 t de batatas e 4,5 t da cana-de-açúcar inteira

foram adicionadas, para fornecer carbono orgânico e formar os sedimentos microbiológicos

activos.

Nos tanques de oxidação / precipitação e de sedimentação, a concentração de metais

na água vai diminuir através de reacções de oxidação (o ferro ferroso dissolvido é oxidado

passando a ferro férrico) e poderá dar-se uma reacção de hidrólise se o pH for superior a 3,5

(Eq. 2.2 e 2.3 do capítulo 2). O pH devido à libertação de protões também fica mais baixo.

Segundo Kalin e Caetano Chaves (2003), processos de co-precipitação e adsorção

provavelmente também ocorrem durante esta primeira fase do processo. O estudo dos

sedimentos depositados no fundo do tanque revelou a presença de Fe, Zn, Al, Ni, Cu e As.

Para aumentar a área superficial, foram colocadas cortinas de plástico em dois tanques (A e

B). Estas superfícies foram colonizadas com bactérias e algas, formando um biofilme rico em

189

ferro. Também, foram encontradas nestas superfícies suspensas incrustações de partículas

de hidróxidos de ferro e hidróxidos de alumínio. Este tratamento inicial permite remover das

águas consideráveis quantidades de metais.

Seguidamente, o tratamento realizado pelos tanques de ARUM, permitiu:

• aumentar o pH (passou de valores de 2,7 no tanque D para 6,1 no tanque final);

• retirar a acidez da água;

• remover o ferro e o alumínio completamente;

• remover o zinco, o níquel e o cobre (mesmo tendo este concentrações baixas quando

entraram nos tanques);

Segundo Hedin et al. (1994), a precipitação do alumínio como hidróxido de alumínio,

não está relacionada com a mudança de um ambiente aeróbio para um anaeróbio, mas sim

devido à mudança de pH que existe na passagem dos tanques de oxidação /precipitação e

sedimentação para os tanques de tratamento microbiológico (tanques de ARUM).

Uma vez que este sistema não estava a funcionar na totalidade, não foi possível a

quantificação correcta da remoção do sulfato. No entanto, num estudo piloto realizado por

Fyson et al. (1993), a percentagem de enxofre removida no final do tratamento foi de 39%.

Em nenhuns dos estudos consultados, que utilizam as unidades de ARUM no sistema

de tratamento, é referido o comportamento do manganês.

Todavia, no caso da mina de Germunde, o manganês é um contaminante importante

e que tem que ser estudado.

Segundo Younger et al. (2002), o manganês é principalmente removido nos sistemas

passivos de tratamento por reacções de oxidação e de hidrólise, embora o processo não

esteja particularmente bem entendido. O manganês é um elemento que necessita de

catalizadores biológicos para aumentar a velocidade de reacção de oxidação. Alguns estudos

efectuados demonstraram que as taxas de remoção do manganês melhoram bastante

quando existe a presença de bactérias, fungos, algas e outros microorganismos oxidantes de

manganês (Phillips et al., 1995; Brant et al., 1999). Em condições anaeróbias, o manganês é

um elemento móvel, não sendo de esperar a sua remoção através de sistemas passivos

anaeróbios (Younger et al., 2002).

Considerando que o projecto de tratamento apresentado é um sistema onde

inicialmente as reacções ocorrem em sistema aeróbio em que existem algas e outros

microorganismos, é muito provável que se este projecto fosse aplicado na escombreira da

190

mina de Germunde, parte do manganês presente na água seria removido nos tanques de

oxidação / precipitação e sedimentação.

Pelas razões expostas anteriormente, tendo em conta as características físico-

químicas da água da escombreira e as condições topográficas, acha-se que um projecto de

remediação que englobasse unidades de oxidação/precipitação e sedimentação e unidades

“ARUM” é o que poderia dar melhor resultados na remediação das águas da escombreira da

Serrinha.

8.7.2 Descarga da mina M1

O local de recolha de água foi o mais próximo da saída da descarga. Todavia, a

precipitação de óxidos e hidróxidos de ferro já se iniciou antes de se conseguir proceder à

recolha. Entre a saída da descarga mineira e o rio Douro, a precipitação de óxidos e

hidróxidos de ferro é contínua e muito intensa, sendo necessário, por vezes, a sua remoção,

dado que provocam a colmatação das aduelas existentes, como foi comprovado durante a

realização deste trabalho.

Neste local, os principais contaminantes são o ferro e o manganês. Estes

apresentam, neste momento, concentrações acima do valor limite de emissão (VLE). A

concentração do sulfato, embora ainda se encontre elevada, está abaixo do VLE para

descargas residuais. No entanto, considero que a sua remoção da água é um factor

importante. Assim, qualquer sistema a implementar deve ser capaz de diminuir a

concentração do sulfato da água.

A descarga mineira M1 encontra-se localizada numa vertente com declive acentuado

(Figura 8.6), o que restringe a área disponível para a construção de um sistema de

tratamento. Se não fosse essa condicionante, a implementação de um projecto de

remediação das águas composto por unidades VFS (com sistema integrado de inundação),

seguidos de uma bacia de sedimentação e de uma unidade de OLC, seria uma hipótese a

considerar. Este tipo de projecto de remediação permitiria o aumento da alcalinidade do

meio, a redução do teor em sulfato e a precipitação de metais.

191

Figura 8.6 Área envolvente à descarga de mina M1

No tratamento dos efluentes da descarga principal da mina (M1), poderia ser

aplicado o mesmo sistema de tratamento proposto para a escombreira da Serrinha, apesar

das diferenças de pH, de concentrações de metais e de acidez da água uma vez que o estudo

piloto efectuado por Fyson et al. (1993, 1995), em águas com características físico-químicas

similares à descarga da mina M1, obteve bons resultados (Tabela 8.3).

Tabela 8.3 Características físico-químicas da descarga de “taillings” em Copper Cliff (Ontário, Canadá) entre 1992 e 1994 (Fyson et al., 1995) e da descarga de mina M1 (Mina de Germunde)

Parâmetro Média (5 amostragens) Copper Cliff

M1 Média (2003-2004)

pH 5,8 6,1 Eh (mV) 256

Condutividade (mS/cm) 2636 2179 Acidez (mg/L de CaCO3) 437 371,2*

Al (mg/L) <1 0,85 Cu (mg/L) <1 0 Fe (mg/L) 283 185,3 Ni (mg/L) 36,2 0,25 S (mg/L) 836 -

* acidez calculada

No final do tratamento aplicado à descarga do “tailing” em Copper Cliff, o sistema

tinha conseguido remover das águas, em média, 98% de ferro, 95% de níquel, 96% de

cobre e 45% de enxofre.

O esquema do sistema de tratamento a implementar terá de ter em consideração as

características mencionadas e o caudal da descarga de mina M1 para quantificar o número

de unidades de oxidação / precipitação e sedimentação e o número de unidades ARUM a

instalar. O facto da dimensão das unidades de tratamento ser adaptável torna a realização

deste sistema viável, pois a área disponível para a sua instalação deixa de ser um

impedimento.

192

8.7.3 Descarga de mina M3

O nível 135 da mina de Germunde, onde se encontra a descarga de mina designada

por M3, fica localizado na parte não inundada da mina. As análises fisico-químicas desta

água (Tabela 8.1) caracterizam-na como sendo uma drenagem mineira ácida. Contudo, o

aparecimento de água neste nível é ocasional e está directamente relacionado com as

infiltrações da precipitação, que elevam o nível freático (Figura 8.7). Durante os trabalhos de

campo, verificou-se que, após precipitações moderadas, a água aparecia na entrada do nível

135 dois dias depois.

Figura 8.7 Fotografias tiradas ao nível da mina 135 (M3) onde se verifica a variação da água efluente

Nesta situação, apenas se poderá aplicar com sucesso uma técnica de prevenção de

formação de drenagem mineira através do preenchimento da galeria evitando, deste modo, a

permanência e acumulação de água. A escolha do material a utilizar no enchimento deverá

ser feita tendo em conta os recursos existentes na região. Prudêncio e Sequeira (2003), após

pesquisa dos materiais que poderiam ser usados no preenchimento, concluíram que a

utilização das cinzas provenientes da indústria cerâmica e corticeira, existentes na região

norte, seria um material de fácil e barata aquisição.