Potencial de remediación de la minería, la agricultura | Equipos de perforación de Kunming Inc.

Scientific Reports volumen 13, número de artículo: 12120 (2023) Citar este artículo

398 Accesos

2 altmétrico

Detalles de métricas

El drenaje ácido de minas (DAM) plantea graves consecuencias para la salud humana y los ecosistemas. Nuevas estrategias para su tratamiento implican el uso de residuos. Este artículo evalúa el potencial de remediación de los desechos de actividades urbanas, mineras y agroindustriales para abordar la acidez y las altas concentraciones de elementos potencialmente tóxicos (PTE) en AMD. Se agregaron AMD preparado artificialmente a muestras de estos productos de desecho y luego se midieron el pH, la conductividad eléctrica (CE) y las concentraciones de PTE en los lixiviados. El AMD artificial obtenido mediante oxidación del relave de Aznalcóllar mostró un carácter ultraácido (pH − 2,89 ± 0,03) y una conductividad eléctrica extremadamente alta (EC − 3,76 ± 0,14 dS m−1). Además, la mayoría de los PTE estaban por encima de los niveles máximos reglamentarios en aguas naturales y de riego. Los desechos estudiados tenían una capacidad neutralizadora de ácidos muy alta, así como una fuerte capacidad para inmovilizar PTE. Los desechos inorgánicos, junto con el vermicompost de la poda, redujeron la mayoría de las concentraciones de PTE en más del 95%, mientras que los desechos orgánicos retuvieron entre el 50 y el 95%. Por lo tanto, una amplia gama de desechos urbanos, mineros y agroindustriales tienen un alto potencial para ser utilizados en el tratamiento de la DMAE. Este estudio proporciona un aporte valioso para el desarrollo de nuevas ecotecnologías basadas en la combinación de desechos (por ejemplo, tecnosoles, barreras reactivas permeables) para remediar ambientes degradados.

La minería es una industria crucial a nivel mundial por su relevancia económica y social, ya que suministra una gran cantidad de recursos importantes. En las últimas décadas, el número de minas en operación ha aumentado significativamente debido a la necesidad de elementos estratégicos (por ejemplo, metales críticos, elementos de tierras raras, elementos del grupo del platino, elementos tecnológicos críticos), lo que genera preocupaciones sobre la salud y el medio ambiente1,2,3. Los sulfuros son el principal proveedor de una amplia gama de metales(loides), que pueden considerarse elementos potencialmente tóxicos (PTE), y su explotación es una de las actividades mineras más importantes del mundo4. La exposición de estos sulfuros (mineral de pirita [FeS2] principalmente), o sus desechos, a condiciones de oxidación y lluvia conduce a la generación de drenaje ácido de mina (DAM), que comúnmente se asocia con graves problemas ambientales a nivel mundial5; particularmente, en minas abandonadas o activas sin concesiones legales (es decir, áreas de extracción sin gestión ambiental de drenajes y desechos). El drenaje ácido de las minas es problemático debido a su escala, tanto en el espacio como en el tiempo, ya que puede afectar tanto a las zonas mineras como a sus alrededores a lo largo de grandes kilómetros durante décadas o siglos6. Además, la DMAE plantea graves consecuencias para la salud humana (p. ej., daños al sistema nervioso, cánceres, retraso mental en niños) y los ecosistemas (p. ej., contaminación de las aguas subterráneas, fitotoxicidad e inhibición de la fotosíntesis, mortalidad de peces)7,8,9,10. Un buen ejemplo de esta preocupación se puede encontrar en la Faja Pirítica Ibérica (Sudeste de Portugal y Sudoeste de España), una de las reservas masivas de sulfuros más grandes del mundo, donde las actividades mineras a gran escala se remontan al siglo XIX y las primeras actividades al 3er milenio antes de Cristo11. En esta región, AMD es un legado de minas abandonadas y vertederos de relaves asociados, incluidos enormes montones de rocas residuales que contienen sulfuro, relaves y pozos inundados, así como desechos producidos por minas en operación12,13. Por lo tanto, esta región constituye una fuente potencial de contaminación por AMD (Fig. S1) y es representativa de otras minas de sulfuro ubicadas en todo el mundo. La descarga de AMD sin tratar ejerce efectos negativos sobre el medio ambiente. En los ecosistemas acuáticos es responsable de la entrada de PTE a estos medios, de la alteración de la química del agua y de los ciclos de nutrientes, de la disminución de la cantidad de oxígeno disponible para los organismos y de la precipitación de metales (hidróxidos de Fe y Al), entre otros. . En general, la calidad del agua se ve afectada, provocando toxicidad directa a los organismos y haciéndola no apta para usos domésticos, agrícolas e industriales9,14,15. En los ecosistemas terrestres, la descarga no tratada de AMD puede provocar la contaminación del suelo y, en consecuencia, acelera la pérdida de biodiversidad y la degradación del suelo9. Además, los DAM generados tanto en zonas mineras activas como abandonadas pueden tener varios impactos en la salud del medio ambiente y de los organismos vivos (incluidos los humanos) al contaminar las aguas superficiales, las aguas subterráneas y los suelos agrícolas8.

Existen muchas soluciones tecnológicas para el tratamiento de la DMAE que implican procesos químicos, físicos y/o biológicos (p. ej., oxidación, (bio)reducción, (bio)sorción, intercambio iónico, complejación, precipitación, dilución, generación alcalina)5,8,9 ,16,17. Pero estas técnicas suelen ser costosas (incluso inasequibles) y limitadas en las condiciones de campo y en el tiempo, comprometiendo incluso la viabilidad económica de proyectos mineros completos, ya que su desarrollo exige una inversión de capital relativamente grande en manejo de materiales, equipos y/o mantenimiento5,16,18 ,19. Por lo tanto, es necesario avanzar en estrategias de remediación de AMD que conduzcan a métodos mejorados, rentables y respetuosos con el medio ambiente8. Recientemente, métodos prometedores se han centrado en el uso de enmiendas de bajo costo; por ejemplo, utilizar desechos de diversas actividades humanas para abordar los impactos negativos de la DMAE y conectarse con la estrategia de economía circular20,21,22. En este sentido, algunas investigaciones han explorado el uso de materiales al final de su ciclo de vida de diferentes sectores para controlar y tratar la DMAE. Por ejemplo, los residuos de los procesos de fabricación de acero (materiales de escoria) y el tratamiento de gases en una central térmica (cenizas volantes y yeso) habían eliminado el PTE inorgánico (As, Hg, Pb, Zn, Cd, Cu y Ni) del AMD en la planta abandonada. Mina de mercurio La Soterraña” (Asturias, España)23. Otro ejemplo fue el uso de residuos alcalinos de una industria de refinado de alúmina (“licor de Bayer” y precipitados formados por la neutralización con agua de mar de este “licor de Bayer”) como alternativa para neutralizar el AMD de la mina de Mount Morgan (Queensland, Australia), ya que amortiguan significativamente el pH ácido y reducen los niveles de Al, Cu, Fe, Zn y Ni18.

La cantidad insostenible de residuos que se generan hoy en día también es una preocupación importante. Por ejemplo, en 2018, todas las actividades económicas y los hogares generaron en la UE un total de 2.377 millones de toneladas de residuos, de los cuales, las actividades de minería y canteras, junto con el tratamiento de aguas residuales, la agricultura, la silvicultura y la pesca, y los hogares contribuyeron con casi el 46%. 24. En 2022, se estima que las ciudades del mundo generarán 2240 millones de toneladas de residuos sólidos urbanos (RSU)25, con diferencias entre áreas geográficas (en kg año-1 ca-1; 800 en EE. UU.26, 657 en Australia27, 505 en la UE28, 368 en Brasil29, 277 en China30 y 168 en India31). Las cantidades de residuos mineros son incluso mayores en masa que las de RSU. La generación mundial estimada de residuos sólidos procedentes de la producción de minerales y metales supera los 100.000 millones de toneladas al año22. En Europa, en 2018 se generaron 636 millones de toneladas de residuos de minas y canteras (el 25 % de todos los residuos producidos en la UE)24. La agroindustria, también esencial en el sector primario, genera 140.000 M de toneladas de residuos cada año: principalmente tallos de maíz, paja, restos de caña de azúcar, bagazo, estiércol de ganado vacuno, avícola y porcino, residuos forestales y podas de jardines32. Los principales cultivos mundiales (trigo, maíz, arroz, soja, cebada, colza, caña de azúcar y remolacha azucarera) generan casi 3.300 millones de toneladas de residuos, donde China, EE.UU., India y Europa se encuentran entre los mayores productores (con 716.682.605 y 580 millones de toneladas, respectivamente)33. Otro ejemplo proviene de nuestra zona de estudio, Andalucía (sureste de España), donde la producción de aceite de oliva genera 6 millones de toneladas de residuos cada año34. Por lo tanto, existe una necesidad urgente de que las políticas de residuos avancen hacia enfoques que contribuyan a la economía circular extrayendo recursos de alta calidad de los residuos en la medida de lo posible.

La mayor parte de la literatura publicada hasta la fecha sobre ecotecnologías para remediar AMD basadas en el uso de materiales al final de su vida útil se centra en residuos industriales y mineros, pero poca atención se ha prestado al uso de otros materiales provenientes de diferentes actividades como la agricultura. -Residuos industriales o urbanos. Aquí, evaluamos el potencial de remediación de una amplia gama de desechos orgánicos e inorgánicos provenientes de una gran variedad de actividades humanas para hacer frente a la acidez y las concentraciones de PTE de AMD. En particular, el objetivo de este estudio es evaluar la capacidad de neutralización ácida y la efectividad de eliminación de PTE presentes en un drenaje ácido de mina (DAM) de diez diferentes materiales de desecho inorgánicos y orgánicos, involucrando las principales actividades generadoras de residuos (urbano, minero). y actividades agroindustriales), para contribuir a la implementación de nuevas ecotecnologías para el tratamiento de la DMAE en un escenario de economía circular.

En este estudio se han seleccionado un total de 10 materiales residuales (4 inorgánicos y 6 orgánicos) disponibles en la región del caso de estudio (Sudeste de España), ya que la proximidad de estos materiales es un factor clave en la rentabilidad de los tratamientos de remediación aplicados. (Figura 1). Estos materiales de desecho provienen de actividades comunes en todo el mundo en entornos urbanos, mineros y agroindustriales y, por lo tanto, se supone que están fácilmente disponibles en otras regiones afectadas por AMD. Los residuos inorgánicos son de origen minero e incluyen los siguientes: (i) lodos secos ricos en oxihidróxidos de hierro (IO), (ii) lodos secos del corte y pulido de mármol (MS), (iii) residuos carbonatados de una minería de turberas (CW), y (iv) restos de minería de yeso (GS). Los residuos orgánicos provienen tanto de actividades urbanas como agroindustriales. Los de origen urbano son: (i) lodos de depuradora compostados (LS), (ii) material bioestabilizado procedente de una planta de residuos sólidos municipales (BM), y iii) lombricompost producido a partir de podas y jardinería (VC); los de origen agroindustrial son: (i) y (ii) dos diferentes subproductos sólidos de la almazara compostados (OW: uno regado con agua potable, OL: otro regado con un residuo líquido de la almazara), y iii) compost de residuos vegetales agrícolas de invernadero (GW).

Localización de centros de producción de residuos en el Sureste de España. Esta imagen satelital fue generada usando el software QGIS 3.20 Odense (https://www.qgis.org/es/site/index.html) y ortofotografía proporcionada por OpenStreetMap (https://www.openstreetmap.org/#map=6/ 40.007/-2.488).

Los principales parámetros fisicoquímicos de los materiales de desecho se analizaron por triplicado en muestras molidas y homogeneizadas: pH en un extracto acuoso (1:2,5 m:V) con un pH/conductímetro Metrohm 914 (Metrohm AG, Herisau, Suiza); conductividad eléctrica (CE) en un extracto acuoso (1:5 m:V) utilizando un conductímetro Eutech CON700 (Oakton Instruments, Vernon-Hills, IL, USA); contenido de carbono orgánico (OC) por oxidación húmeda35; contenido de carbonato de calcio (CaCO3) mediante gases volumétricos utilizando un calcímetro Bernard modificado36; Las bases intercambiables (Ca, Mg, Na, K) se determinaron después de la saturación con acetato de amonio (pH 7) y la capacidad de intercambio catiónico (CIC) después de la saturación con acetato de sodio (pH 8,2) según el método de extracción37 y se midieron mediante espectroscopia de absorción atómica utilizando un VARIAN SpectrAA 220FS (Varian Associates, Palo Alto, California, EE. UU.); el nitrógeno total (NT) y el carbono (CT) se analizaron mediante combustión seca utilizando un analizador elemental LECO TruSpec CN (LECO Corporation, St. Joshep, MI, EE. UU.); y concentración de fósforo asimilable (PA) mediante extracción con NaHCO2 0,5 M (pH 8,5) y posterior evaluación por colorimetría en espectrofotómetro Spectronic Helios γ UV–vis (Thermo Fisher Scientific Inc., Waltham, MA, EE. UU.) utilizando una solución de molibdato de amonio y ácido ascórbico38. Además, la respiración heterótrofa se midió determinando el flujo de CO2 del material de desecho con un analizador microbiológico μ-Trac 4200 modelo SY-LAB (SY-LAB Geräte GmbH, Neupurkersdorf, Austria) según la norma ISO 17,15539 y los resultados se expresaron como tasa de respiración basal (BR) en μg CO2 día-1 kg de suelo-1.

Las concentraciones totales de PTE (As, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Ni, Pb, Sb, V y Zn) se analizaron por triplicado mediante espectrometría de emisión óptica de plasma acoplado inductivamente (ICP-OES) en un espectrómetro PerkinElmer Avio 500. (PerkinElmer, Inc., Waltham, MA, EE. UU.) después de la digestión ácida (HNO3 + HF 3:1 V:V para desechos inorgánicos y HNO3 + H202 1:1 V:V para desechos orgánicos) en un microondas Mars XP1500 Plus (CEM Corporation, Matthews, CN, EE. UU.). La precisión y exactitud de este método se evaluaron mediante la medición (tres réplicas) de un material de referencia certificado (CRM BCR–482 EC-JRC-IRMM, Geel, Bélgica). Para todos los elementos de interés, los valores medidos estuvieron dentro del intervalo de predicción del valor certificado.

Se preparó en laboratorio un AMD artificial siguiendo un método basado en la oxidación de relaves piríticos con peróxido de hidrógeno (H2O2)40. En detalle, esta solución contaminante utilizada como AMD se preparó mediante la adición progresiva de 1 L H2O2 (33%) + 1 L H2O a 42,85 g de relave de pirita y después de tres días, la solución se extrajo desechando el sedimento precipitado, y luego se evaluó el pH. y se midieron la CE (2,89 y 3,76 dS m-1, respectivamente). El relave de pirita utilizado procede de la mina de Aznalcóllar (Sevilla, España), y pertenece a los 0,9 × 106 m3 de relaves tóxicos vertidos a la cuenca de los ríos Agrio y Guadiamar, en uno de los mayores accidentes mineros de Europa, el desastre medioambiental de Aznalcóllar en 199841,42,43. Las concentraciones de PTE en los relaves tóxicos inmediatamente después del accidente (Tabla S1) se midieron en estudios previos42,44.

Todos los materiales de desecho fueron enriquecidos con drenaje ácido de mina (AMD) preparado a partir de la oxidación de relaves piríticos. Esta experiencia se realizó mediante la adición de 50 ml de AMD a 10 g de cada material de desecho por triplicado para verificar el primer impacto del AMD en diferentes materiales de desecho. Posteriormente, se agitaron durante 24 h y se filtraron (Filter-Lab n°1250, tamaño de poro: 10–13 µm), separando el material residual (fase sólida) del lixiviado (fase líquida). En el lixiviado, que es tratado con AMD, el pH(L) y la CE(L) se midieron con un medidor de pH/conductividad 914 Metrohm (Metrohm AG, Herisau, Suiza) y un conductímetro Eutech CON700 (Oakton Instruments, Vernon -Hills, IL, Waltham, MA, EE. UU.), respectivamente, y las concentraciones de PTE en solución se determinaron mediante espectrometría de masas ópticas de plasma acoplado inductivamente (ICP-MS) en un espectrómetro PerkinElmer NexION 300D (PerkinElmer, Inc., Waltham, MA, EE. UU. ). La precisión y exactitud de este método se evaluaron mediante la medición (tres réplicas) de un material de referencia certificado (CRM BCR–482 EC-JRC-IRMM, Geel, Bélgica). Para todos los elementos de interés, los valores medidos estuvieron dentro del intervalo de predicción del valor certificado.

Se realizó un análisis preliminar de estadística descriptiva. Debido al tamaño de la muestra, se eligieron las pruebas no paramétricas de Kruskal-Wallis y Dunn (p < 0,05) para el análisis de comparación de medias en la caracterización de materiales de desecho45. Para analizar los resultados del tratamiento de la DMAE por residuos se comprobó la normalidad con el test de Shapiro-Wilk y la homocedasticidad con el test de Levene. Como no se cumplió ninguna de estas condiciones, incluso después de transformar las variables, se aplicaron las pruebas no paramétricas de Kruskal-Wallis y Dunn (p < 0,05) para comparaciones múltiples. Además, para analizar la influencia de las propiedades de los residuos sobre su capacidad de neutralización de ácidos y eliminación de PTE en aguas contaminadas, también se realizaron correlaciones bivariadas de Spearman significativas. Todos los análisis se realizaron con un nivel de confianza del 95% utilizando el software RStudio (RStudio Inc., 250 Northern Ave, Boston).

Este estudio no utilizó ningún tipo de participantes humanos ni datos humanos, los cuales requieren algún tipo de aprobación o consentimiento ético para participar.

Nuestro estudio no utilizó ningún tipo de datos individuales como vídeos e imágenes.

Todos los desechos inorgánicos se caracterizaron por un pH neutro a moderadamente alcalino (7,3–8,3), un bajo contenido de carbono orgánico (< 1,3 % OC), una baja concentración de nitrógeno total (< 0,1 % NT) y una capacidad de intercambio catiónico de moderada a baja (CEC < 15 cmol+ kg-1) (Tabla 1). Sin embargo, eran diferentes en términos de otras propiedades. El lodo seco rico en oxihidróxidos de hierro (IO) estuvo dominado por hierro (FeT ~ 87%), tuvo una carbonatación de moderada a baja (~ 13% CaCO3) y una CE muy baja (< 0,04 dS m-1). Los lodos secos de mármol (MS) y los residuos carbonatados (CW) tuvieron valores bajos de hierro total (< 0,3%), contenido muy alto de CaCO3 (> 90%) y EC muy altos (> 1 dS m-1). Los restos de yeso (GS) tuvieron valores moderados a bajos en hierro total (~ 1%), contenido de CaCO3 moderadamente alto (~ 23%) y CE muy alta (> 2.9 dS m-1). El único residuo inorgánico que mostró un contenido de fósforo asimilable (PA ~ 470 mg kg-1) por encima de los límites de detección fue el CW.

Los residuos orgánicos mostraron diferencias significativas con relación a los inorgánicos, principalmente por el mayor contenido en OC, CIC, bases intercambiables, N total y P disponible (Cuadro 1). Por lo demás, también fueron importantes las diferencias entre los residuos orgánicos. El carbono orgánico osciló entre el 10,5% en lombricompost de jardinería (VC) y el 28% en material bioestabilizado de residuos sólidos municipales (BM) y compostaje sólido de almazara regado con lixiviado de aceituna (OL); La CIC varió entre 36 cmol+ kg-1 en VC y 91 cmol+ kg-1 en OL; NT estuvo entre 0,6% en VC y 3,1% en lodos de depuradora compostados (WS); y la PA osciló entre 134 mg kg-1 en BM y 403 mg kg-1 en compost de invernadero agrícola (GW). Para el resto de propiedades no se observaron diferencias significativas respecto a los residuos inorgánicos, aunque sí entre los orgánicos. De esta forma, el pH osciló entre 6,5 en BM y 9,5 en GW; La CE fue baja para VC (< 0,4 dS m-1), muy alta para el compostaje de almazara sólida regada con agua (OW) y OL (2-4 dS m-1), y extremadamente alta (> 7 dS m-1 ) para el resto; y CaCO3 también se detectó en todos los casos, oscilando entre el 7,7% en BM y el 24,9% en VC. La respiración basal (BR) presentó un amplio rango de valores sin diferencias significativas entre residuos inorgánicos y orgánicos, con un máximo de 124 µg CO2 día−1 kg−1 en CW y un mínimo de 14 en WS µg CO2 día−1 kg−1.

Las concentraciones totales de PTE mostraron diferencias significativas entre los desechos (Tabla 2). Sin embargo, en general, entre residuos orgánicos e inorgánicos no hubo diferencias claras, aunque las concentraciones de Cr, Cu, Ni y Zn solían ser mayores en los residuos orgánicos que en los inorgánicos. Dentro de los inorgánicos, IO y GS tuvieron las concentraciones más altas de la mayoría de PTE, especialmente IO con concentraciones de As, Pb y Sb cercanas a 24, 29 y 21 mg kg-1, respectivamente. Por el contrario, MS presentó concentraciones muy bajas de As, Pb, V y Zn; mientras que los RC presentaron concentraciones muy bajas de Co, Cr, Ni, Sb y V. Los residuos orgánicos presentaron bajas concentraciones de As, Cd, Co y Sb, con valores inferiores a 5,3, 2, 5 y 0,4 mg kg−1, respectivamente. El plomo mostró diferencias entre desechos, oscilando entre 2,4 mg kg−1 en OW y 52,6 mg kg−1 en BM; mientras que la V osciló entre 12 mg kg-1 en BM y 27 mg kg-1 en WS. Los elementos con mayores concentraciones en relación a los residuos inorgánicos también presentaron diferencias significativas entre los orgánicos; La Cr osciló entre 16 mg kg-1 en OW y 45 mg kg-1 en BM; Cu varió entre 25 mg kg-1 en VC y 365 mg kg-1 en GW; El Ni estuvo entre 9,7 mg kg-1 en OW y 21,5 mg kg-1 en BM; y el Zn osciló entre 49 mg kg-1 en OW y 517 mg kg-1 en WS.

El AMD artificial preparado mediante oxidación de los relaves tóxicos del Aznalcóllar vertidos en el accidente mostró tanto el típico carácter ultraácido (pH(L)− 2,89 ± 0,03) como la altísima EC(L) (3,76 ± 0,14 dS m−1). . Además, la mayoría de los PTE estaban presentes en altas concentraciones en la DMAE (Tabla 3). Por debajo de 100 µg L-1 estaban Ba, Be, In, Mo, Sc, Th, Tl, U, V e Y; entre 100 y 500 µg L−1 fueron Bi, Cd, Co, Cr, Ni y Sn; entre 500 y 1000 µg L−1 fueron Pb y Sb; y por encima de 1000 µg L−1 fueron As, Cu, Mn y Zn.

Todos los lixiviados obtenidos después del tratamiento de residuos mostraron un pH (L) cercano a valores ligeramente ácidos-neutrales (6-7,25), aunque con diferencias estadísticamente significativas entre los residuos (Fig. 2a). Mientras que los cambios en la CE(L) debido al tratamiento de residuos fueron bastante heterogéneos entre los materiales de desecho utilizados (CE(L): 2–24 dS m-1). Algunos de ellos (IO, MS, GS y VC) redujeron la CE(L) del AMD; sin embargo, otros desechos causan un aumento significativo en la CE (L) (GW, WS, BM, OW y OL) entre 2 y seis veces la CE medida en el AMD (Fig. 2b). La mayoría de las concentraciones de PTE en la fracción soluble disminuyeron significativamente después de los tratamientos de desechos, aunque con grandes diferencias en la efectividad de la eliminación entre desechos orgánicos e inorgánicos (Tabla S2). Los desechos inorgánicos mostraron una mayor efectividad de eliminación de PTE que los desechos orgánicos, excluyendo el VC que tuvo tasas de eliminación similares a las de los inorgánicos (Tabla 4). Para los principales PTE (As, Cd, Cr, Cu, Pb, Sb y Zn), la tasa de retención de todos los desechos inorgánicos analizados (IO, MS, CW, GS), así como de VC, fue superior al 95% en la mayoría de los casos y cerca del 100% para muchos de ellos. Reduciéndose así la concentración de estos elementos a valores por debajo de los niveles regulatorios en la mayoría de los casos. Asimismo, también ha sido destacada la tasa de retención de otros PTE poco comunes como In, Sc, Sn, Th, Tl, V e Y, casi el 100% en todos los residuos inorgánicos y VC. Además, hubo otros PTE menos significativos para los cuales la variabilidad en la tasa de retención es muy alta, como Ba, Be, Bi, Co, Mn, Mo, Ni y U. Entre los residuos inorgánicos, los lodos secos ricos en oxihidróxidos de hierro ( IO) tuvo la mayor capacidad para retener PTE, seguido de los residuos con alto contenido de carbonato cálcico (MS: lodos secos de mármol, CW: residuos carbonatados de una explotación de turba). El desperdicio de yeso (GS) no fue efectivo para la retención de Ba, Co, Mn, Mo y Ni, pero para otros PTE fue tan efectivo como los demás desechos inorgánicos. Por otro lado, la mayoría de los residuos orgánicos demostraron una buena eficacia de eliminación general para estos PTE, aunque menor que para los residuos inorgánicos con la excepción de VC. Los residuos con menor capacidad de retención para la mayoría de los PTE fueron BM y GW.

Variación del pH(L) y CE(L) en lixiviados resultantes del tratamiento del drenaje ácido de mina (DAM) por los diferentes materiales residuales. IO – Lodos secos ricos en oxihidróxidos de hierro, MS – Lodos secos de mármol, CW – Residuos carbonatados de una explotación de turba, GS – Restos de minería de yeso, WS – Lodos de depuradora compostados, BM – Material bioestabilizado de residuos sólidos urbanos, VC – Vermicompost procedentes de podas y jardinería, OW – Subproducto sólido de almazara compostado regado con agua potable, OL – Subproducto sólido de almazara compostado regado con lixiviados de almazara, GW – Residuos vegetales compostados de invernadero. Las letras representan diferencias significativas entre los materiales de desecho (pruebas de Kruskal-Wallis y Dunn, p <0,05).

Las características físicas, químicas y biológicas de los materiales de desecho reflejan diferencias considerables en su composición. Hay residuos con fuerte carácter carbonatado (CW y MS), otros altamente orgánicos (VC, GW, OL, WS, OW y BM), y también residuos con alto contenido de oxihidróxido de hierro (IO). Estas características se seleccionan por su importante papel en la inmovilización del PTE y la neutralización del ácido49,50,51. Por ejemplo, la materia orgánica tiene una alta afinidad por algunos PTE debido a la presencia de ligandos o grupos funcionales52, en este orden: Cu2+ > Hg2+ > Cd2+ > Fe2+ > Pb2+ > Ni2+ > Co2+ > Mn2+ > Zn2+ > As5+ > As3+53, 54. Así, la materia orgánica junto con el extracto húmico total y los ácidos húmicos y fúlvicos aportan un contenido importante de fracciones coloidales reactivas que permiten la complejación de las diferentes formas químicas de la PTE55,56. Los carbonatos también ejercen un fuerte control sobre el pH, que se considera una propiedad clave para controlar la inmovilización de la mayoría de los PTE debido a su influencia sobre la carga eléctrica de los componentes coloidales57. Además, es un componente clave para neutralizar soluciones ácidas40. Asimismo, el contenido de oxihidróxidos de hierro es otro constituyente a considerar para la retención de algunos PTE, especialmente As, por lo que ejercen un fuerte control sobre la especiación y la biodisponibilidad58,59. De hecho, los resultados de las pruebas de tratamiento de AMD indican que muchos de los residuos analizados muestran una considerable capacidad de neutralización de ácidos y de inmovilización de PTE.

La concentración de la mayor parte de PTE en AMD fue muy elevada, superando los valores orientativos establecidos por diferentes legislaciones para As, Cd, Co, Cr, Cu, Mn y Zn: (i) norma de calidad ambiental de las aguas superficiales en España46; (ii) régimen legal para la reutilización de agua tratada para riego en España47 y (iii) directrices para la reutilización del agua en EE.UU.48. Las concentraciones más altas se encontraron para As, Cd, Cu y Zn, superando alrededor de 29, 45, 31 y 16 veces los valores orientativos para la reutilización de agua tratada para riego según la legislación española y la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos. (EPA de EE.UU.)47,48; además, otros PTE como Co, Cr, Cu y Mn, también se consideraron relevantes en relación a sus altas concentraciones que también superan estos niveles regulatorios. Otros elementos como Pb, Sb y Tl presentaron concentraciones potencialmente preocupantes, aunque sus valores orientativos no están incluidos en las referencias anteriores. Además, la mayor parte del PTE en este drenaje ácido de mina se encontraba en concentraciones mucho más altas que las encontradas en el agua ácida descargada en el accidente de la mina de Aznalcóllar42, así como las concentraciones de AMD generado en minas metálicas en Australia60 o en otras áreas mineras alrededor. el mundo8. Por lo tanto, los resultados de este estudio se pueden extrapolar a la mayoría de las situaciones de tratamiento de aguas ácidas de minas en todo el mundo; Además, el uso de los desechos analizados en este estudio para tratar la DMAE real en todo el mundo probablemente produciría agua tratada de mejor calidad que la obtenida con la DMAE artificial utilizada en este estudio.

El tratamiento de la DMAE con residuos ha resultado eficaz para neutralizar la acidez en todos los casos. El pH en el agua tratada aumenta desde pH < 3 hasta valores superiores a 6 y cercanos a la neutralidad dependiendo del residuo utilizado. En este sentido, aunque el papel de los carbonatos en la neutralización del drenaje ácido de mina ya ha sido ampliamente demostrado61,62, no se encontró correlación estadística entre el pH en el lixiviado (pH(L)) y la concentración de CaCO3 en los diferentes residuos (Tabla S3 ). Sin embargo, los carbonatos no son los únicos componentes amortiguadores que controlan el pH; Hay otros constituyentes en los residuos (p. ej., materia orgánica, bases de intercambio, óxidos de Fe y Al, silicatos) con influencia relevante en la capacidad de este proceso63,64. Asimismo, se han reducido significativamente las concentraciones de varios PTE en la DMAE tras el tratamiento con residuos. De hecho, las eficiencias de eliminación de PTE obtenidas con estos desechos han sido mucho mayores que las logradas en otros estudios8,9,65. Entre los desechos utilizados, los inorgánicos fueron mucho más eficaces para retener PTE que los orgánicos. El orden decreciente de efectividad fue el siguiente: IO > CW ≥ MS ≥ VC > GS > OW > OL > WS > GW > BM; donde los residuos ricos en oxihidróxidos y carbonatos de hierro son más eficaces en la retención de PTE que los residuos ricos en materia orgánica. Las tasas de eliminación de residuos dominados por carbonatos (CW y MS) u oxihidróxidos de hierro (IO) están por encima del 95% para la mayoría de los PTE presentes en AMD, mientras que para los residuos orgánicos la tasa de eliminación fue inferior al 95% en la mayoría de los casos, con valores tan bajos como 15% en el caso del material bioestabilizado de residuos sólidos urbanos (BM). En otros estudios, para desechos similares las tasas de eliminación logradas fueron similares o incluso inferiores. Por ejemplo, los filtros de agua fabricados parcialmente con materiales ricos en hierro alcanzaron tasas de eliminación del 50 % de As66. Sin embargo, otros estudios que también exploran la capacidad de retención de As de los filtros de agua con materiales ricos en óxido de hierro alcanzaron tasas del 90%67 y 99%68. Este último estudio se refería no sólo a los filtros fabricados a partir de residuos ricos en hierro, sino también a los filtros de lodo de mármol, cuya tasa de eliminación de As es del 95%68. Además, el éxito de estos materiales no se limita al As; por ejemplo, junto con una retención cercana al 100% de As en el agua subterránea afectada por una mina de oro abandonada cuando se trata con diversas mezclas compuestas de carbono orgánico, hierro de valencia cero y piedra caliza, una fuerte disminución en la concentración de Al, Cd, Co, Cu y Se ha demostrado Ni69; aunque las concentraciones de estos elementos en las aguas subterráneas son muy inferiores a las de nuestro estudio. Por otro lado, aunque menos estudiado, también se ha evaluado la capacidad de algunos residuos orgánicos; por ejemplo, se ha reportado una reducción del 70% de algunos PTE (Al, As, Cd, Cu, Fe, Ni, Mn, Pb y Zn) presentes en lixiviados de minas de sulfuros mediante la adición de desechos orgánicos acuosos de aguas residuales domésticas16. Los desechos agrícolas también se han utilizado para eliminar contaminantes; por ejemplo, los subproductos sólidos de la almazara tienen una gran capacidad para eliminar Cr, Mn, Cu, Zn, Ni y Pb de las aguas residuales mineras70. Asimismo, existe una extensa lista de residuos agrícolas (agave, plátano, trigo, arroz, cítricos) que han sido utilizados para la inmovilización de diferentes PTE (Cd, Pb, Zn) con resultados inciertos71. Particularmente destacable es el caso del vermicompost (VC), que muestra tasas de retención de PTE cercanas a las de los residuos carbonatados y ricos en hierro. Esto puede deberse al mayor contenido de carbonato cálcico y hierro total respecto a otros residuos orgánicos, y, en menor medida, a su considerable alto contenido en OC. En este sentido, el vermicompost puede ser un material muy eficaz para el tratamiento de la DMAE. Un estudio similar para el tratamiento de AMD72 utilizando vermicompost y otros subproductos agrícolas (estiércol de oveja, vaca y conejo) informó tasas de retención del 90 % de As, Cd, Cu y Zn en AMD. De manera similar, los desechos de yeso (GS) también tienen una alta capacidad de retención de PTE similar a la del resto de residuos inorgánicos, aunque para algunos, como el Ni y el Co, fue muy baja. La alta capacidad de retención de GS está relacionada con altos contenidos de CaCO3 y FeT.

Asimismo, no debe pasarse por alto que el contenido de PTE en algunos residuos puede suponer un riesgo potencial. En relación con la concentración inicial de PTE en los residuos, los lodos ricos en oxihidróxido de hierro y los restos de yeso presentaron concentraciones ligeramente elevadas de As, Pb y Sb. Sin embargo, no superan los valores orientativos para declarar un suelo contaminado según la normativa autonómica73 ni los niveles máximos que debe tener un compuesto para poder ser utilizado como producto fertilizante en España74. El resto de residuos inorgánicos presentan bajas concentraciones de la mayoría de PTE. Lo mismo ocurre con los residuos orgánicos, aunque algunos de ellos presentan altas concentraciones de determinados PTE (Cr, Cu, V y Zn), no superan los valores orientativos. En particular, los residuos orgánicos con mayores concentraciones son el compost procedente de residuos de invernadero (GW), los lodos de depuradora compostados (WS) y el material bioestabilizado procedente del tratamiento de residuos sólidos municipales (BM); que son también los residuos con menor capacidad de retención. La presencia de PTE en residuos relacionados con actividades urbanas es habitual75,76, aunque en nuestro caso no superan los valores orientativos y, por tanto, suponen un bajo riesgo de contaminación por PTE. De todos modos, se debe plantear preocupación sobre su uso debido a la altísima salinidad reflejada en sus elevados valores de CE. De hecho, la mayoría de los residuos orgánicos excepto el vermicompost provocan un aumento de CE en los lixiviados resultante del tratamiento respecto a la DMA.

Los principales PTE (As, Cd, Cr, Cu, Pb y Zn) se han eliminado con éxito (cerca del 100 %) del AMD mediante el tratamiento de residuos. Especialmente los residuos inorgánicos y el vermicompost son los de mayor capacidad, dejando las concentraciones de la mayoría de ellos en el agua depurada por debajo de los niveles regulatorios para riego y aguas superficiales en España46,47,48. En cambio, en el tratamiento con residuos orgánicos, aunque se redujeron significativamente las concentraciones de PTE, los valores estuvieron por encima de los niveles reglamentarios en la mayoría de los casos. Sin embargo, también es destacable la retención de otros PTE menos estudiados como In, Sc, Sn, Th, Tl, V e Y. Se obtienen resultados prometedores para elementos específicos, como es el caso de V, donde estudios previos con productos comerciales de hierro y un residuo férrico proveniente del tratamiento de aguas subterráneas obtuvieron un 85% de remoción de este elemento del agua minera77, comparado con valores cercanos al 100% de remoción en nuestro estudio para residuos inorgánicos y de vermicompost. El talio es otro elemento altamente tóxico y poco estudiado78; y el tratamiento y eliminación de aguas residuales es uno de los grandes retos de los próximos años79. En nuestro estudio, la tasa de eliminación de Tl en AMD es superior al 75% para todos los residuos analizados y para algunos residuos como IO, CW, WS y VC superior al 90%, mientras que en otros estudios incluidos en78, la reducción de Tl en aguas residuales después el tratamiento con cal está entre el 21 y el 49%. El antimonio también se considera un elemento preocupante debido a la posible toxicidad en las aguas superficiales y subterráneas; y el uso de coagulantes comerciales como las sales de hierro han demostrado ser eficaces para remediar aguas contaminadas con Sb; en este caso, el coagulante de cloruro férrico presentó tasas de eliminación superiores al 80% en un amplio rango de pH80. La eficiencia de eliminación de Sb de AMD en nuestro estudio es superior al 95% para residuos inorgánicos y de vermicompost, lo que demuestra el alto potencial de aplicación de los residuos que hemos analizado.

Hoy en día se proyecta que la demanda de muchos elementos será alta para lograr la transición energética y la minería es una actividad esencial que se está reactivando. La producción y disponibilidad de elementos tecnológicos críticos también es una preocupación actual. En este escenario, se prevé que la contaminación potencial y la diseminación de PTE al medio ambiente aumenten en el corto plazo, junto con la producción de residuos relacionados con las diferentes actividades humanas. Este estudio está en línea con ambos problemas (mayor aporte de contaminantes al medio ambiente y mayor producción de residuos), por lo que los resultados prometedores obtenidos pueden contribuir a la protección del medio ambiente y la seguridad humana.

Este estudio prueba la efectividad de varios desechos como tratamiento potencial del drenaje ácido de mina para promover la restauración minera y la protección ambiental mediante la gestión sostenible de desechos urbanos, mineros y agroindustriales en un escenario de economía circular. Nuestros resultados concluyen que los materiales de desecho estudiados tienen una muy alta capacidad neutralizante de ácidos, así como una fuerte capacidad para retener elementos potencialmente tóxicos. Los residuos inorgánicos, junto con el vermicompost de poda y jardinería, redujeron en más de un 95% las concentraciones de la mayoría de PTE en un AMD simulado altamente contaminado, mientras que los residuos orgánicos retienen entre un 50 y un 95%. La efectividad potencial siguió este orden: IO > CW ≥ MS ≥ VC > GS > OW > OL > WS > GW > BM. Por lo tanto, se podría recuperar una amplia gama de desechos mineros, urbanos y agroindustriales para su uso en el tratamiento de AMD. El uso de estos residuos como técnica de tratamiento de AMD mostró resultados prometedores para ser aplicados en la descontaminación de aguas contaminadas y como técnica de control de depósitos de relaves para prevenir la generación de AMD. Este estudio es el primer paso en el desarrollo de tecnologías verdes basadas en las diferentes combinaciones de residuos con características contrastantes, para crear soluciones (ej: Tecnosoles, barreras reactivas permeables, etc.) con mayor capacidad para retener una mayor variedad de PTE y Reducir la acidez en ambientes contaminados. El uso de residuos para remediar la DMAE disminuirá el coste del tratamiento del agua. Esto es especialmente relevante para la rehabilitación de áreas con minas históricas o abandonadas, donde la reducción de costos mediante el reemplazo de reactivos costosos y de uso común para desechos inútiles aumentará la asequibilidad de los tratamientos de agua. Sin embargo, se deben realizar estudios adicionales específicos del sitio para incluir el costo del transporte de desechos, así como para evaluar la efectividad in situ de las combinaciones de desechos en condiciones reales de campo.

Los autores confirman que los datos que respaldan los hallazgos de este estudio están disponibles en el artículo y sus materiales complementarios. Además, los conjuntos de datos utilizados y/o analizados durante el presente estudio están disponibles del autor correspondiente previa solicitud razonable.

Grande, JA et al. El paradigma de la Minería Circular en el mundo: la Faja Pirítica Ibérica como escenario potencial de interacción. Reinar. Ciencia de la Tierra. 77, 1–6 (2018).

Artículo de Google Scholar

Watari, T., Nansai, K. y Nakajima, K. Principales impactos ambientales, oferta y demanda de metales hasta 2100: una revisión crítica. Recurso. Conservar. Reciclar. 164, 105107 (2021).

Artículo CAS Google Scholar

Tao, Y. et al. Distribución de elementos de tierras raras (REE) y sus funciones en el crecimiento de las plantas: una revisión. Reinar. Contaminación. 298, 118540 (2022).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Vaughan, DJ Minerales | Sulfuros. En Encyclopedia of Geology (eds Selley, RC et al.) 574–586 (Elsevier Ltd. Academic Press, 2005)

Artículo de Google Scholar

Skousen, JG, Ziemkiewicz, PF & McDonald, LM Formación, control y tratamiento de drenaje ácido de mina: enfoques y estrategias. Extra. Indo. Soc. 6, 241–249 (2019).

Artículo de Google Scholar

Naidu, G. y col. Una revisión crítica sobre la remediación, reutilización y recuperación de recursos del drenaje ácido de minas. Reinar. Contaminación. 247, 1110-1124 (2019).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Santos, ES, Abreu, MM & Macías, F. Rehabilitación de áreas mineras mediante un enfoque biotecnológico integrado: Tecnosoles derivados de residuos orgánicos/inorgánicos y desarrollo de plantas autóctonas. Quimiosfera 224, 765–775 (2019).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Kefeni, KK, Msagati, TAM & Mamba, BB Drenaje ácido de mina: prevención, opciones de tratamiento y recuperación de recursos: una revisión. J. Limpio. Pinchar. 151, 475–493 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Dhir, B. Herramientas biotecnológicas para la remediación del drenaje ácido de minas (eliminación de metales de aguas residuales y lixiviados). En Biogeotecnologías para la rehabilitación de sitios mineros (eds Prasad, MNV et al.) 67–82 (Elsevier, 2018).

Capítulo Google Scholar

Simate, GS & Ndlovu, S. Drenaje ácido de mina: desafíos y oportunidades. J. Medio Ambiente. Química. Ing. 2, 1785–1803 (2014).

Artículo CAS Google Scholar

Nocete, F. et al. El oro en el suroeste de la Península Ibérica durante el III Milenio a.C. J. Arqueol. Ciencia. 41, 691–704 (2014).

Artículo CAS Google Scholar

Santos, ES, Abreu, MM, Macías, F. & Magalhães, MCF Impacto ambiental potencial de tecnosoles compuestos por gossan y residuos ricos en sulfuros de la mina São Domingos: ensayo de lixiviación simulada. J. Suelos Sedimentos 17, 1369–1383 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Sánchez España, J. et al. Drenaje ácido de mina en la Faja Pirítica Ibérica (cuenca del río Odiel, Huelva, SO de España): Geoquímica, mineralogía e implicaciones ambientales. Aplica. Geoquímica. 20, 1320-1356 (2005).

ADS del artículo Google Scholar

Hogsden, KL & Harding, JS Consecuencias del drenaje ácido de mina para la estructura y función de las comunidades de arroyos bentónicos: una revisión. Ciencia de agua dulce. 31, 108-120 (2012).

Artículo de Google Scholar

Evans, DM, Zipper, CE, Hester, ET y Schoenholtz, SH Efectos hidrológicos de la minería de carbón a cielo abierto en los Apalaches (EE. UU.). Mermelada. Recurso Acuático. Asociación. 51, 1436-1452 (2015).

ADS del artículo Google Scholar

Tapia, A., Cornejo-La Torre, M., Santos, ES, Arán, D. & Gallardo, A. Mejora de la calidad química de lixiviados percolados mediante la aplicación in situ de residuos orgánicos acuosos en relaves de minas de sulfuros. J. Medio Ambiente. Gestionar. 244, 154-160 (2019).

Artículo CAS Google Scholar

Sahoo, PK, Kim, K., Equeenuddin, Sk. Md. & Powell, MA Enfoques actuales para mitigar el drenaje ácido de minas. En Reseñas de contaminación ambiental y toxicología vol. 226 (ed. Whitacre, DM) 1–32 (Springer, 2013).

Kaur, G., Couperthwaite, SJ, Hatton-Jones, BW y Millar, GJ Materiales de neutralización alternativos para el tratamiento de drenaje ácido de minas. J. Proceso del Agua. Ing. 22, 46–58 (2018).

Artículo de Google Scholar

Anawar, HM Rehabilitación sostenible de desechos mineros y drenaje ácido de minas utilizando geoquímica, tipo de mina, mineralogía, textura, extracción de minerales y conocimiento climático. J. Medio Ambiente. Gestionar. 158, 111-121 (2015).

Artículo CAS Google Scholar

Lèbre, É., Corder, G. & Golev, A. El papel de la industria minera en una economía circular. Un marco para la gestión de recursos a nivel de sitio minero. J. Ind. Ecología. 21, 662–672 (2017).

Artículo de Google Scholar

Stahel, WR La economía circular. Naturaleza 531, 435–438 (2016).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Tayebi-Khorami, M., Edraki, M., Corder, G. & Golev, A. Repensar los residuos mineros a través de un enfoque integrador liderado por las aspiraciones de la economía circular. Minerales 9, 286–299 (2019).

ADS del artículo Google Scholar

Ayala, J. & Fernández, B. Residuos industriales como adsorbentes para la eliminación de As y otros elementos tóxicos de lixiviados en pilas de escombros de una mina abandonada: Un estudio de caso en Asturias. J. Materia de peligro. 384, 121446 (2020).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Eurostat. Estadísticas de residuos. https://ec.europa.eu/eurostat/statistics-explained/index.php?title=Waste_statistics#Total_waste_generación (2022).

Grupo del Banco Mundial. Manejo de residuos sólidos. https://www.worldbank.org/en/topic/urbandevelopment/brief/solid-waste-management (2022).

EPA de EE. UU. (Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos). Panorama nacional: hechos y cifras sobre materiales, desechos y reciclaje. https://www.epa.gov/facts-and-figuresabout-materials-waste-and-recycling/national-overview-facts-andfigures-materials (2022).

Hla, SS y Roberts, D. Caracterización de la composición química y el contenido energético de los residuos verdes y los residuos sólidos municipales del Gran Brisbane, Australia. Gestión de residuos. 41, 12-19 (2015).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Eurostat. Estadísticas de residuos municipales. https://ec.europa.eu/eurostat/statistics-explained/index.php?title=Municipal_waste_statistics (2020).

Alfaia, RG de SM, Costa, AM & Campos, JC Residuos sólidos municipales en Brasil: una revisión. Gestión de residuos. Res. 35, 1195-1209 (2017).

Artículo PubMed Google Scholar

Zhu, Y. et al. Una revisión de los residuos sólidos municipales en China: características, composiciones, factores influyentes y tecnologías de tratamiento. Reinar. Desarrollo. Sostener. 23, 6603–6622 (2021).

Artículo de Google Scholar

Sharholy, M., Ahmad, K., Mahmood, G. y Trivedi, RC Gestión de residuos sólidos municipales en ciudades de la India: una revisión. Gestión de residuos. 28, 459–467 (2008).

Artículo PubMed Google Scholar

PNUMA (Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente). Conversión de biomasa agrícola residual en un recurso: Compendio de tecnologías. (Osaka/Shiga, Japón, Centro Internacional de Tecnología Ambiental de la División de Tecnología, Industria y Economía del Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente, 2015).

Tripathi, N., Hills, CD, Singh, RS y Atkinson, CJ Utilización de residuos de biomasa en productos con bajas emisiones de carbono: aprovechamiento de un recurso potencial importante. Clima del NPJ. Atmos. Ciencia. 2, 35 (2019).

Artículo de Google Scholar

AGAPA (Agencia de Gestión Agraria y Pesquera de la Junta de Andalucía). Evaluación de la producción y usos de los subproductos de las agroindustrias del olivar en Andalucía. (Sevilla, Spain, Junta de Andalucía. Consejería de Agricultura, Pesca y Desarrollo, 2015).

Tyurin, IV Procedimiento analítico para un estudio comparativo del humus del suelo. Trudy Poch. Inst. Dokuchaev. 33, 5-21 (1951).

Google Académico

Barahona, E. Determinaciones analíticas en suelos: carbonatos totales y caliza activa. in I Congreso Nacional de la Ciencia del Suelo (ed. Sociedad Española de la Ciencia del Suelo (SECS)) (Sociedad Española de la Ciencia del Suelo, 1984).

SCS (Servicio de Conservación de Suelos) - USDA (Departamento de Agricultura de los Estados Unidos). Manual de estudio de suelos. Métodos y procedimientos para la recolección de muestras de suelo. (Washington DC, EE.UU., Servicio de Conservación de Suelos - USDA, 1972).

Olsen, SR & Sommers, LE Determinación del fósforo disponible. en Método de Análisis de Suelos. Parte 2, ASA y ASSA, 2ª ed., vol. 2 (eds. Page, AL, Miller, RH y Keeney, DR) 403–430 (Agronomía, 1982).

ISO 17155. Calidad del suelo. Determinación de la abundancia de la actividad de la microflora del suelo mediante curvas de respiración. Norma Internacional ISO No.17155. (Ginebra, Suiza, Organización Internacional de Normalización, 2002).

Simón, M. et al. Interacción de granos de caliza y soluciones ácidas provenientes de la oxidación de relaves de pirita. Reinar. Contaminación. 135, 65–72 (2005).

Artículo PubMed Google Scholar

Aguilar, J. et al. Contaminación de los suelos afectados por el vertido de Aznalcóllar y su evolución en el tiempo (1998–2001). Edafología 10, 65–73 (2003).

Google Académico

Simón, M. et al. Contaminación de suelos por el vertido tóxico de una mina de pirita (Aznalcollar, España). Ciencia. Medio ambiente total. 242, 105-115 (1999).

Artículo ADS PubMed Google Scholar

Nikolic, N., Kostic, L., Djordjevic, A. y Nikolic, M. La deficiencia de fósforo es el principal factor limitante para el trigo en aluviones contaminados por los relaves de pirita de la mina de cobre: un enfoque de caja negra. Suelo vegetal 339, 485–498 (2011).

Artículo CAS Google Scholar

López-Pamo, E. et al. La magnitud del vertido de lodos piríticos de Aznalcóllar y sus efectos sobre los suelos. Ciencia. Medio ambiente total. 242, 57–88 (1999).

Artículo ADS PubMed Google Scholar

Theodorsson-Norheim, E. Prueba de Kruskal-Wallis: programa informático BÁSICO para realizar análisis de varianza unidireccionales no paramétricos y comparaciones múltiples en rangos de varias muestras independientes. Computadora. Métodos Programas Biomédicos. 23, 57–62 (1986).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

BOE (Boletín Oficial del Estado-Gobierno de España). Real Decreto 817/2015, de 11 de septiembre, por el que se establecen los criterios de seguimiento y evaluación del estado de las aguas superficiales y las normas de calidad ambiental. (BOE, 219, 80582–80667, 2015).

BOE (Boletín Oficial del Estado - Gobierno de España). Real Decreto 1620/2007, de 7 de diciembre, por el que se establece el régimen jurídico de la reutilización de aguas depuradas. (BOE, 294, 50639–50661, 2007).

EPA de EE. UU. (Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos). Directrices para la reutilización del agua. EPA/600/R-12/618 (Washington DC, EE. UU., EPA de EE. UU., 2012).

Merdy, P., Gharbi, LT y Lucas, Y. Interacciones de Pb, Cu y Cr con el suelo: experimentos de sorción y modelización. Surf de coloides. Una fisicoquímica. Ing. Ásp 347, 192-199 (2009).

Artículo CAS Google Scholar

Aguilar-Garrido, A., García-Carmona, M., Sierra-Aragón, M., Martín-Peinado, FJ & Garzón, MFJ Valorización de residuos carbonatados de una explotación de turberas en el tratamiento de aguas contaminadas con arsénico. En t. J. Medio Ambiente. Ciencia. Tecnología. 19, 3457–3468 (2022).

Artículo CAS Google Scholar

Bolan, N. y col. Remediación de suelos contaminados con metales pesados (loides): ¿movilizar o inmovilizar? J. Materia de peligro. 266, 141-166 (2014).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Harter, RD y Naidu, R. Papel de la complejación organometálica en la sorción de metales por los suelos. Adv. Agrón. 55, 219–263 (1995).

Artículo CAS Google Scholar

Takamatsu, T., Kusakabe, R. y Yoshida, T. Análisis de la interacción metal-ácido húmico mediante cromatografía en papel utilizando papel de filtro impregnado con ácido húmico. Ciencia del suelo. 136, 371–381 (1983).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Adriano, DC Oligoelementos en ambientes terrestres. Biogeoquímica, biodisponibilidad y riesgos de los metales 2ª edn. (Springer Science & Business Media, 2001).

Reservar Google Académico

Davis, JA Complejación de trazas de metales mediante materia orgánica natural adsorbida. Geochim. Cosmochim. Acta 48, 679–691 (1984).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Zhang, D. y col. El ácido húmico promueve la biooxidación de arsenopirita y la inmovilización de arsénico. J. Materia de peligro. 384, 121359 (2020).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Roberts, D., Nachtegaal, M. y Sparks, DL Especiación de metales en suelos. En Chemical Processes in Soils (eds Tabatabai, MA & Sparks, DL) 619–654 (Soil Science Society of America, 2005).

Google Académico

Bissen, M. & Frimmel, FH Arsénico: una revisión. Parte I: Ocurrencia, toxicidad, especiación, movilidad. Acta Hydrochim. Hidrobiol. 31, 9-18 (2003).

Artículo CAS Google Scholar

Juhasz, AL et al. Problemas de toxicidad asociados con el arsénico geogénico en el continuo agua subterránea-suelo-planta-humano. Toro. Reinar. Contaminar. Toxico. 71, 1100-1107 (2003).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Lottermoser, BG Residuos mineros. Caracterización Tratamiento e Impactos Ambientales 3ª edn. (Springer, 2010).

Google Académico

Heviánková, S., Bestová, I., Kyncl, M., Šimková, L. & Zechner, M. Carbonato de calcio como agente en la neutralización ácida del agua de minas. Inzynieria Mineralna 14, 159-166 (2013).

Google Académico

Maree, JP & du Plessis, P. Neutralización de agua ácida de mina con carbonato de calcio. Ciencia del agua. Tecnología. 29, 285–296 (1994).

Artículo CAS Google Scholar

Nawaz, R., Anurakpongsatorn, P., Chandio, AA & Ponza, S. Agotamiento de sodio y calcio por la lluvia ácida de suelos arcillosos de Tailandia H. en GMSTEC 2010: Conferencia internacional para una subregión sostenible del Gran Mekong 233–236 (Gran Mekong Consorcio de Educación Terciaria de la Subregión, 2010).

Bennardi, D. O., Gorostegui, D. A., Juan, L., Millan, G. & Pellegrini, A. V. M. E. Evaluación de la capacidad buffer de suelos ácidos de la región Pampeana. Ciencias del Suelo 36, 30–38 (2018).

Google Académico

Zhang, M. Estudio de adsorción de Pb(II), Cu(II) y Zn(II) a partir de drenaje ácido de mina simulado utilizando abono de estiércol lechero. Química. Ing. J. 172, 361–368 (2011).

Artículo CAS Google Scholar

Casentini, B. y col. Desechos de rocas mineras para el tratamiento de agua: posible reutilización de materiales ricos en Fe y Mn para la eliminación de arsénico. Agua 11, 1897 (2019).

Artículo CAS Google Scholar

Nguyen, TV y otros. Adsorción y eliminación de arsénico del agua por residuos de minería de mineral de hierro. Ciencia del agua. Tecnología. 60, 2301–2308 (2009).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Nighojkar, AK y cols. Uso de aditivos de desechos de mármol y hierro para mejorar la capacidad de eliminación de contaminantes de arsénico y E. coli y la resistencia de materiales cerámicos de arcilla porosa para el tratamiento de agua potable en el punto de uso. Desal. Tratamiento de agua. 157, 290–302 (2019).

Artículo CAS Google Scholar

Angai, JU et al. Eliminación de arsénico y metales de las aguas subterráneas afectadas por los desechos mineros utilizando hierro de valencia cero y carbono orgánico: experimentos en columna de laboratorio. J. Materia de peligro. 424, 127295 (2022).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Fernández-González, R., Martín-Lara, MA, Iañez-Rodríguez, I. & Calero, M. Eliminación de metales pesados de efluentes ácidos de minería mediante orujo hidrolizado. Biorrecurso. Tecnología. Rev. 268, 169–175 (2018).

Artículo PubMed Google Scholar

Xu, M. & Mckay, G. Eliminación de metales pesados, plomo, cadmio y zinc mediante procesos de adsorción mediante adsorbentes rentables. En Procesos de adsorción para el tratamiento y purificación de agua (eds Bonilla-Petriciolet, A. et al.) 1–256 (Springer International Publishing AG, 2017).

Google Académico

Carrillo-González, R., Gatica, BG, Del Carmen, AM, González-Chávez, CA & Domínguez, SFA Adsorción de oligoelementos a partir de soluciones y drenaje ácido de mina utilizando subproductos agrícolas. Contaminación de sedimentos del suelo. En t. J. 31, 348–366 (2022).

Artículo de Google Scholar

BOJA (Boletín Oficial de la Junta de Andalucía). Decreto 18/2015, por el que se aprueba el reglamento que regula el régimen aplicable a los suelos contaminados. (BOJA, 38, 28–64., 2015).

BOE (Boletín Oficial del Estado—Gobierno de España). Real Decreto 506/2013, de 28 de junio, sobre productos fertilizantes. in (BOE-A-2013–7540, 2013).

Shaheen, SM, Shams, MS, Khalifa, MR, El-Dali, MA y Rinklebe, J. Diversas enmiendas del suelo y desechos ambientales afectan la (in)movilización y la fitodisponibilidad de elementos potencialmente tóxicos en un suelo arenoso irrigado con efluentes de aguas residuales. Ecotoxicol. Reinar. Seguro. 142, 375–387 (2017).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Palansooriya, KN et al. Enmiendas del suelo para la inmovilización de elementos potencialmente tóxicos en suelos contaminados: una revisión crítica. Reinar. En t. 134, 105046 (2020).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Zhang, R., Lu, J., Dopson, M. & Leiviskä, T. Eliminación de vanadio del agua de zanjas mineras utilizando productos de hierro comerciales y materiales residuales férricos para el tratamiento de aguas subterráneas. Quimiosfera 286, 131817 (2022).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Liu, J. y col. Contaminación por talio en China y tecnologías de eliminación de aguas: una revisión. Reinar. En t. 126, 771–790 (2019).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Zhao, Z. et al. Eliminación por adsorción de trazas de talio (I) de aguas residuales: una revisión y nuevas perspectivas. J. Materia de peligro. 393, 122378 (2020).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Inam, MA, Khan, R., Akram, M., Khan, S. & Yeom, IT Efecto de la química del agua en la eliminación de antimonio mediante coagulación química: implicaciones del potencial ζ y tamaño de los precipitados. En t. J. Mol. Ciencia. 20, 2945 (2019).

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Descargar referencias

Este trabajo contó con el apoyo del Proyecto de Investigación RTI 2018-094327-B-I00 y el contrato predoctoral FPU-18/02901 de Antonio Aguilar-Garrido (AA-G.), ambos financiados por el Ministerio de Ciencia, Innovación y Universidades de España. También agradecemos a la empresa de tratamiento de residuos municipales de la provincia de Granada (Resur Granada), y a las empresas Turbera del Agia SL, Biomasa del Guadalquivir SA, Cooperativa San Isidro de Loja SCA, Minas de Alquife SLU, Knauf GmbH, y a la Facultad de Ciencias de Granada por su aportación al estudio aportando muestras de residuos.

Departamento de Edafología y Química Agrícola, Facultad de Ciencias, Universidad de Granada, Avda. de Fuente Nueva S/N, 18071, Granada, Spain

Antonio Aguilar-Garrido, Mario Paniagua-López, Manuel Sierra-Aragón, Francisco Javier Martínez Garzón & Francisco José Martín-Peinado

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

AA-G.: Conceptualización, Metodología, Validación, Análisis formal, Investigación, Curación de datos, Escritura—Borrador original, Escritura—Revisión y edición, Visualización, Adquisición de fondos. MP-L.: Análisis formal, investigación, redacción: revisión y edición, visualización. MS-A.: Conceptualización, Recursos, Curación de datos, Redacción: revisión y edición, Supervisión, Administración de proyectos. FJMG: Conceptualización, Metodología, Redacción—Revisión y Edición, Supervisión, Administración de Proyectos. FJM-P.: Conceptualización, Metodología, Validación, Recursos, Redacción—Revisión y Edición, Supervisión, Administración de Proyectos, Adquisición de Financiamiento.

Correspondence to Antonio Aguilar-Garrido.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

Springer Nature se mantiene neutral con respecto a reclamos jurisdiccionales en mapas publicados y afiliaciones institucionales.

Acceso Abierto Este artículo está bajo una Licencia Internacional Creative Commons Attribution 4.0, que permite el uso, compartir, adaptación, distribución y reproducción en cualquier medio o formato, siempre y cuando se dé el crédito apropiado a los autores originales y a la fuente. proporcione un enlace a la licencia Creative Commons e indique si se realizaron cambios. Las imágenes u otro material de terceros en este artículo están incluidos en la licencia Creative Commons del artículo, a menos que se indique lo contrario en una línea de crédito al material. Si el material no está incluido en la licencia Creative Commons del artículo y su uso previsto no está permitido por la normativa legal o excede el uso permitido, deberá obtener permiso directamente del titular de los derechos de autor. Para ver una copia de esta licencia, visite http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Reimpresiones y permisos

Aguilar-Garrido, A., Paniagua-López, M., Sierra-Aragón, M. et al. Potencial de remediación de residuos mineros, agroindustriales y urbanos frente al drenaje ácido de mina. Informe científico 13, 12120 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-39266-4

Descargar cita

Recibido: 25 de agosto de 2022

Aceptado: 22 de julio de 2023

Publicado: 26 de julio de 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-39266-4

Cualquier persona con la que comparta el siguiente enlace podrá leer este contenido:

Lo sentimos, actualmente no hay un enlace para compartir disponible para este artículo.

Proporcionado por la iniciativa de intercambio de contenidos Springer Nature SharedIt

Al enviar un comentario, acepta cumplir con nuestros Términos y pautas de la comunidad. Si encuentra algo abusivo o que no cumple con nuestros términos o pautas, márquelo como inapropiado.