MODELACIÓN DEL TRANSPORTE DE MÚLTIPLES CONTAMINANTES REACTIVOS ENTRE OTROS EN LA ZONA NO SATURADA DEL ACUÍFERO DE SOSA TEXCOCO: MODELO ATL-KIW COMPARADO CON RESULTADOS DE LABORATORIO Y BIBLIOGRÁFICOS.

MODELACIÓN DEL TRANSPORTE DE MÚLTIPLES CONTAMINANTES REACTIVOS ENTRE OTROS EN LA ZONA NO SATURADA DEL ACUÍFERO DE SOSA TEXCOCO: MODELO ATL-KIW COMPARADO CON RESULTADOS DE LABORATORIO Y BIBLIOGRÁFICOS.

JOSÉ EDUARDO NAQUID LAJUD.

Doctor en Ingeniería Civil.

RESUMEN

La contaminación del suelo y de los acuíferos en Sosa Texcoco ha sido motivo de preocupación ya que, el vertido de residuos urbanos, industriales y, las constantes e incorrectas aplicaciones de fertilizantes y productos fitosanitarios de forma consciente o inconsciente, son algunas de las actividades cuyos efectos constituyen limitantes para una buena calidad de aguas provenientes de nuestros acuíferos.

La zona no saturada (ZNS), constituye una barrera y a la vez un depurador natural que, coadyuva a la degradación de la calidad de las aguas subterráneas, en el proceso de contaminación durante su migración en la ZNS. Las sustancias disueltas o en suspensión provocan reacciones físico-químicas (intercambio iónico, adsorción-desorción, biodegradación, disolución-precipitación, etc.), que condicionan el tiempo de tránsito produciendo cambios en su composición química.

Bajo las premisas anteriores, se ha desarrollado una serie de códigos para la simulación numérica del flujo y del transporte reactivo de sistemas multicomponentes de especies químicas, que contemplan una amplia gama de procesos hidrogeoquímicos. La adsorción-desorción tiene un papel importante en los procesos que afectan a las concentraciones de los contaminantes en la fase acuosa, pues es la tendencia de un elemento o compuesto a ser retenido por la materia orgánica o por las capas superficiales de los minerales que están en contacto con él.

En este documento se muestra la precisión y la exactitud a la hora de reproducir las características de un flujo con contaminantes reactivos a través de un medio poroso con el uso del modelo ATL-KIW.

MODELITATION OF THE TRANSPORTATION OF MULTIPLES REACTIVE POLLUTANTS AN OTHERS IN THE UNSATURATED ZONE OF A AQUIFEROUS IN SOSA TEXCOCO: MODEL ATL-KIW COMPARED WITH LABORATORY RESULTS AND BIBLIOGRAFIC DATES.

JOSÉ EDUARDO NAQUID LAJUD.

Ph.D. Civil Engineer.

ABSTRACT

The soils and the aquiferous pollution in Sosa Texcoco has been preoccupation motive since, the poured of urban residues, industrial and, the constant and wrong applications of fertilizers and fitosanitary products, in a conscious or unconscious way, they are some of the activities those effects constitute limit for a good quality from our water’s aquiferous.

The unsaturated zone (UZ), constitutes also barrier and natural water purifier that, contribute to the degradation of the quality of the underground waters, in the pollution process that during migration in the UZ. The dissolved substances or in suspension produce physicochemiical reactions (ionic exchange, adsorption-desorption, biodegradation, disolution-precipitation, etc.), that conditionate the traffic time that produces changes in its chemistry composition.

Under the previous premises, it has been developed a series of codes for the numerical simulation of the flow and the reactive systems transportation multicomponts of kind chemistries that envisage a wide range of processes hydrogeochemistries. The adsorption-desorption has an important role in the processes that affect the concentrations of the pollutants in the aqueous phase, since the trend of an element or compound to be held by the organizational matter or by the superficial caps of the minerals that they are in touch with it.

In this paper is shown the precision and the accuracy to the hour of reproducing the characteristics of a flow with reactive pollutant through a porous means with the use of the model ATL-KIW.

INTRODUCCIÓN

La zona no saturada (ZNS) ha sido objeto de particular atención en los últimos tiempos, por el rol que ésta juega en los procesos de depuración natural para la protección de los recursos hídricos subterráneos, de cara a las constantes amenazas de las actividades antropogénicas.

Un buen número de soluciones analíticas disponibles a la fecha requieren que el flujo sea constante, bajo estas premisas, todas las soluciones son válidas para resolver el problema en un medio saturado, realizando la sustitución de la porosidad por el contenido volumétrico de agua, que es perfectamente aplicable en la ZNS. Se han presentado numerosas soluciones, tales como las de Cleary (1978), y Van Genuchten, et al. (1982).

Bajo las premisas anteriores, se ha desarrollado toda una serie de códigos para la simulación numérica del flujo y del transporte reactivo de sistemas multicomponentes de especies químicas que contemplan una amplia gama de procesos hidrogeoquímicos.

Los modelos tradicionales de transporte multisoluto sólo incorporan los procesos hidrodinámicos de manera rigurosa, pero, simplificando las interacciones químicas entre las especies acuosas y para las reacciones heterogéneas se utilizan aproximaciones empíricas como el coeficiente de distribución.

Mas tarde, en los modelos hidroquímicos se incorpora una gran variedad de procesos químicos, pero no consideran el flujo subterráneo (Truesdell, et al. 1974; Westall, et al. 1976; Parkhurst, et al. 1980; Wolery, 1984).

A finales de los noventa y principio del siglo XXI, se han desarrollado modelos acoplados que consideran los procesos hidrológicos y químicos con muy variados grados de sofisticación. Éstos se basan en la utilización de dos grupos de ecuaciones. El flujo y transporte de solutos se describen por un grupo de ecuaciones en derivadas parciales y la química bajo las hipótesis de equilibrio y se trata de un grupo de ecuaciones algebraicas no lineales.

Para resolver este problema se han utilizado tres enfoques (Yeh, et al. 1989); primero, el acoplamiento de códigos hidrodinámicos e hidroquímicos ya existentes; segundo, la sustitución directa de las reacciones químicas no lineales en las ecuaciones de transporte; tercero y último, la interacción secuencial en las que las ecuaciones de flujo y transporte y químicas se resuelven por separado y de forma secuencial.

La filosofía en general, de la forma de simular el transporte reactivo multicomponente es discutible, pues ha sido abordada por varios autores y desde diferentes puntos de vista a mayor o menor profundidad, tales como Rubin y James (1973), Rubin (1983), Kirkner y Reeves (1988), Reeves y Kirkner (1988), Tianfu Xu (1996), Naquid Lajud (2001).

Todos estos autores describen varios métodos de solución e identifican los aparentes sistemas de ecuaciones que se resuelven simultáneamente (desacoplados) son mucho más pequeños que en la situación directa, y que se pueden abordar problemas con un mayor número de componentes químicos. Este método ha sido usado por Kirkner, et al. (1984), White, et al. (1986), Cederberg, et al. (1985), Nirasimham, et al. (1986), Liu y Nirasimham (1989a, b), Yeh Tripathi (1991), Engesgaard, et al. (1992), Zampar, et al. (1993, 1995), y Tianfu Xu, et al. (1995a, b). Lensing, et al. (1994) desarrolló un modelo basado en el método del doble paso que utiliza equilibrio y cinética para las reacciones químicas, mientras que Zysset, et al. (1994a, b) logró el mismo objetivo aplicando dos modelos de forma paralela. Como señala Cederberg, et al. (1985), el método del doble paso se aprovecha del hecho de que solo las ecuaciones del transporte físico están conectadas espacialmente, mientras que las ecuaciones químicas dependen estrictamente de las condiciones locales en cada punto del sistema.

Cabe hacer mención que existen códigos que han sido creados recientemente para analizar la calidad de las aguas subterráneas en la zona saturada y, que tienen la posibilidad de adecuarse a medios porosos parcialmente saturados, esto es, zona no saturada (Samper, et al. 1995, 1998, 1999) y Naquid Lajud (2001), asume siempre condiciones de equilibrio químico local, y que para tratar la adsorción, emplea el modelo de la capa difusa (constantes dieléctricas), despreciando el potencial electrostático y la densidad de carga. Además que los resultados para el transporte reactivo, solo han sido validados mediante la comparación de resultados obtenidos con otros códigos de dominio público.

Naquid Lajud (2001), asume condiciones de equilibrio químico local para analizar adsorción-desorción y emplea el modelo de la triple capa. Los resultados han sido analizados satisfactoriamente no solo con otros códigos sino con análisis de campo, laboratorio y y experiencias registradas.

ANTECEDENTES HISTÓRICOS DE LA ZONA DE SOSA TEXCOCO

En el curso de pocos años los intentos de remediar las tierras aledañas al lago de Texcoco para reducir su salinidad convergían con los esfuerzos para recuperar el contenido de carbono sódico en la solución que constituía en lago interior y cristalizaron la creación de Sosa Texcoco en 1942 gracias al esfuerzo del ingeniero Antonio Madinaveitia, recién llegado a México como parte de la inmigración republicana española producto de la represión franquista.

Con el apoyo de investigadores de la UNAM y asistencia técnica de “Imperial Chemical Industries” se diseñó un proceso en el que se encadenaron.: 1.- evaporación solar en el muy conocido terreno de decantación solar denominado “El Caracol”. 2.- Carbonatación de la salmuera concentrada. 3.- Separación y calcinación del bicarbonato producido. El ciclo se centraba con base en el proceso “Solvay” calcinando calizas para producir cal que más tarde se utilizaría para caustificar el carbono, además de producir bióxido de carbono.

Sosa Texcoco empezó a producir cien toneladas diarias de álcalis en 1948 y pronto se convirtió en la industria del álcali más importante de Hispanoamérica.

Al paso del tiempo se empiezan a instalar más industrias en el norte de la república mexicana produciendo bióxido de titanio en Tampico (Dupont), ácido fluorhídrico en varias localidades y carbonato de sodio por fuentes artificiales a diferencia de Sosa Texcoco que eran producidas de manera natural.

La coproducción de sosa cáustica excede las necesidades nacionales y de exportación que obliga a Sosa Texcoco que produce de manera natural sus álcalis a cerrar su planta de caustificación al no poder competir con las demás empresas que producen sosa electrolítica en definitiva y en el año de 1976, dejando en los terrenos de Sosa Texcoco material contaminante.

Dos ambientes diferentes se encuentran en la zona de Sosa Texcoco, la primera se localizan los contaminantes reactivos Cromo (Cr +6) y Tritio (H-3) entre otros, en 1986 en los perfiles hidrogeológicos Rudolph, (1986). Además se detectaron contaminantes reactivos tales como el Cromo, Níquel, Manganeso descritos en este documento y Plomo, Cadmio y Bromo cuya descripción se reserva para otra investigación.

El sodio, un material contaminante con característico color blanco un elemento metálico extremadamente blando y muy reactivo, que atenta contra la salud pública irritando ojos, garganta y mucosas.

El Tritio es un isótopo natural del hidrógeno, es radioactivo (H-3) es producido naturalmente por la acción de los rayos cósmicos sobre los gases atmosféricos y los contaminantes contenidos el la superficie del terreno de Sosa Texcoco, a pesar de todo lo que se diga el Tritio, este es radio tóxico por inhalación e ingestión.

OBJETIVOS

El objeto es el de desarrollar un modelo hidrogeoquímico que sirve para reproducir el comportamiento del flujo y transporte de múltiples contaminantes reactivos en la ZNS de un medio poroso, considerando las reacciones de adsorción y la transferencia de materia entre fases.

La principal diferencia con otros códigos es la variabilidad de la cantidad de humedad que está asociada con el coeficiente de transferencia de materia entre fases, pues el es función de la humedad, por lo que se ha prestado especial cuidado a la adsorción.

Las aportaciones más significativas de este trabajo son, que corrige el coeficiente de transferencia de materia entre fases y que ésta será la etapa controlante. También corrige el cálculo de la concentración de equilibrio en adsorción en función a la humedad y es calculada por el modelo de la triple capa, con esto reproduce de manera objetiva y real las condiciones del suelo bajo la acción de uno o varios contaminantes.

Para la adsorción, una vez que la materia ha cambiado de fase se representarán las reacciones y las relaciones de equilibrio por el modelo de la triple capa. Denominados genéricamente de formación de complejos superficiales, que describen la adsorción como una reacción química entre el adsorbato y los centros activos del adsorbente (Marzal, P. 1992). Esta reacción es básicamente, un cambio de ligando (protón, catión, anión) con los grupos activos presentes en la superficie del adsorbente que en su mayoría son naturales (hidroxilo), no resuelta aún y que se pretende resolver al encontrarse con cantidades variables de humedad.

Los procesos físico-químicos estarán apoyados en la fase acuosa por las siguientes reacciones:

• Reacciones ácido-base.

• Formaciones de complejos en disolución.

• Oxidación-reducción.

A su vez, todas aquellas reacciones que originan una transferencia de solutos entre la fase acuosa y la fase no acuosa, se darán por:

• Precipitación-disolución.

• Adsorción-desorción.

El fenómeno de adsorción-desorción estará especialmente cuidado por todas aquellas repercusiones que éste tiene sobre la salud pública, por ser en esta fase el transporte de los metales pesados a través de su paso por la ZNS y donde se producirá la mayor atenuación de los mismos.

Los procesos físico-químicos comentados anteriormente, se describirán mediante modelos de formación de complejos superficiales que, dadas sus características generales y sus menores restricciones, son en la actualidad el mejor método de tratamiento de los fenómenos de adsorción de especies polares en el estudio de la hidrogeología.

Los modelos de transporte de contaminantes, dadas las condiciones de equilibrio químico local, que incluyan modelos de formación de complejos superficiales en condiciones más o menos completos, ya han sido desarrollados por otros autores. Pero la bibliografía consultada revela que no existe ningún autor cuyas investigaciones estén encaminadas hacia su resolución mediante este tipo de modelos, en los cuales las limitaciones difusionales entre la transferencia de materia entre fases nos conduzca a una situación de no equilibrio.

El modelo desarrollado acoplado a un modelo de simulación de transporte multisoluto, contempla tres posibilidades: el comportamiento del flujo en presencia de aire, el equilibrio, el control de la difusión externa y/o control de una difusión interna.

ESTRUCTURA DEL MODELO

Modelo de flujo.- Ha sido planteada la ecuación de Richards mixta, según el trabajo de (Michael A. Celia, et al. 1990), usando un método mixto global de elemento finito, el cual ha sido resuelto utilizando el método iterativo de Picard modificado. Esta ecuación no contempla los efectos de los gradientes de tipo eléctrico, térmico y de salinidad en el movimiento de un frente de agua en la zona no saturada, y se considera la presión de aire en el medio constante; por lo tanto, se ignora su movimiento.

En el caso del uso de la fórmula de Richards mixta, ésta presenta la ventaja de su empleo tanto en régimen saturado (Zona Saturada, ZS), como en régimen no saturado (ZNS), con la utilización o no de la carga hidráulica, en vez del contenido volumétrico de agua, como una variable dependiente.

Las tres formas de encontrar la ecuación de Richard, (Ec. 1 base , Ec. 2 base y Ec. 3 mixta); para resolver problemas científicos e ingenieriles, tanto de hidráulica subterránea como de ingeniería agronómica y por supuesto problemas de contaminación de aguas subterráneas, y estas son:

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(3)

Modelo de transporte y químico.- Para el caso del modelo de transporte y químico, este se resuelve por separado, ya que el de transporte se ha resulto con ecuaciones en derivadas parciales y el químico en ecuaciones algebraicas.

1. Submodelo de transporte.- Planteadas las ecuaciones del transporte convectivo-dispersivo de los solutos presentes en el sistema, y las ecuaciones cinéticas que describen la transferencia de materia entre las fases en los procesos de adsorción controlada por la difusión externa o interna de materia. Estos dos conjuntos de ecuaciones constituyen las ecuaciones fundamentales del modelo de transporte.

2. Submodelo químico.- El desarrollo de un submodelo químico tiene implícito la definición de las reacciones de equilibrio para los distintos tipos de reacciones a considerar.

(4)

Las reacciones clásicas se respaldan por la ley de masa y balance de materia de los diferentes componentes.

El equilibrio de adsorción está definido por modelos de formación de complejos superficiales, que se incorporan al esquema general de las leyes de acción y reacción de masas y el balance de materia, mismos que serán utilizados en el resto de las reacciones. Aquí se establecen las bases conceptuales y su expresión matemática para la determinación de la fuerza impulsora de la adsorción en los procesos controlados por la cinética de transferencia de materia entre las fases.

Acoplamiento entre los modelos de flujo y transporte y químico.- Una vez definido el modelo de flujo, apoyado para su resolución en el método de Picard, y el modelo de transporte y químico, éste último resuelto por el método de Newton-Raphson; se procede a su unión en función de las interrelaciones entre los mismos, para las distintas condiciones imperantes de transferencia de adsorbatos entre la fase acuosa y la no acuosa.

Modelo numérico.- La resolución del modelo de flujo se lleva a cabo con la aplicación del método de integración por elementos finitos. Este modelo se resuelve apoyándose en la aplicación del método implícito de Picard, con base en una metodología Euleriana iterativa de resolución de ecuaciones en derivadas parciales.

Para el caso de transporte se aplica un método de integración espacial por elementos finitos y de integración temporal por diferencias finitas. La selección de este esquema tiene como finalidad principal el dotar al modelo de una mayor versatilidad para la discretización homogénea o no de los sistemas en estudio. La resolución del modelo químico se realiza apoyándose en el método de Newton-Raphson, con base en una metodología iterativa de resolución de ecuaciones no lineales.

Validación del modelo.- Completado ya el modelo y, una vez se disponga de una solución numérica, se procede a su validación mediante la comparación de experiencias en laboratorio y de datos bibliográficos, con el fin de representar al desplazamiento de un frente de lixiviado de contaminante en un sistema real.

Para esta validación se utilizan resultados de experiencias tanto de laboratorio como bibliográficas anteriores, donde se encuentre implicado el fenómeno de adsorción-desorción.

PROCEDIMIENTO DE SIMULACIÓN

En el presente apartado se muestran los resultados de una campaña de simulaciones y de ensayos de laboratorio realizados en Batch y, apoyadas en resultados de laboratorio previos de R. Rodríguez y L. Candela (1998), utilizando como material propio del suelo un residuo industrial tomado de manera aleatoria a lo largo y ancho de la superficie del terreno de la ex empresa Sosa Texcoco, cuyas características se destacan en la tabla 1. Aplicando en él tres diferentes contaminantes reactivos, con el objeto de conocer su comportamiento y validar la precisión y la exactitud del modelo ATL-KIW (El poder del agua), desarrollado sobre el terreno.

En el laboratorio la caracterización se realizó tanto en saturado como en no saturado, utilizando únicamente los resultados en no saturación para conocer el comportamiento de los contaminantes en un medio poroso con aire incluido, con respecto a los resultados obtenidos con el modelo.

Puesto que la ZNS, reviste gran importancia en el estudio de contaminación de acuíferos, ya que se trata de un depurador natural, donde en el mejor de los casos se realiza la retención de muchos contaminantes y en el peor de los casos son degradados en su trayectoria hacia el acuífero.

Los procesos de transferencia de contaminantes unidimensional de flujo de agua en el cual se encuentra disuelto o no un contaminante en medios porosos se describen por medio de la ecuación de Richards, que en términos generales se expresa como la variación de la humedad , con respecto al tiempo , en un volumen de control de suelo no saturado y, éste se debe a la variación del flujo, con respecto a la entrada y la salida de dicho volumen de control, causada por los gradientes del potencial de la matriz , y, por los gradientes del potencial gravitatorio , . Estos procesos de flujo y transporte han sido tratados por Freeze en 1971 y Niels et al, en 1986.

Los resultados experimentales muestran que un porcentaje muy importante de la contaminación se produce a través del flujo preferente, cuyo origen se asocia a la presencia de fisuras o cambios en la conductividad hidráulica.

Durante el periodo de desarrollo del modelo ATL-KIW, hasta su concepción después de un periodo suficiente de pruebas donde se analizaron tres casos hipotéticos de vertido de contaminantes reactivos, tales como: Níquel (Ni), Cromo (Cr) y Manganeso (Mn), mismos que se validaron conforme a los análisis de laboratorio realizados con los mismos contaminantes en la Universidad Politécnica de Cataluña (Candela, L.; Rodríguez, R. y Naquid, J. E. 2001) y fue aplicado en los terreno de la ex empresa Sosa Texcoco, así como minuciosos estudios de laboratorio.

En la representación de los resultados, primeramente se mostrarán los de laboratorio, seguido de una validación con los resultados del modelo, corroborando que se cumplen las condiciones para reproducir la realidad en ambos casos, además se cruzaran los resultados para comprobar la precisión y la exactitud de los resultados del laboratorio y los del modelo.

Los ejemplos de laboratorio, con los contaminantes seleccionados Níquel (Ni), Cromo (Cr) y Manganeso (Mn), se presentan y comparan con los resultados del modelo, a fin de validar los resultados que se obtuvieron de éste último, estos resultados son producto de los datos del material que intervino en los ensayos de laboratorio, condiciones, que fueron reproducidas por el modelo.

Las condiciones iniciales para ambos casos, como era de esperarse son exactamente las mismas, (porosidad, humedad, densidad, etc.); cabe hacer dos matizaciones, una, que el pH es constante tanto en la columna de suelo en laboratorio como para las simulaciones del modelo con los tres contaminantes analizados. En laboratorio, previamente se realizó un lavado a las columnas de suelo hasta mantener el pH constante, de igual manera los datos que se introdujeron en el modelo para el pH fueron constantes; por otro lado, el material utilizado en el laboratorio es un residuo industrial de la ex empresa Sosa Texcoco, cuyas características de adsorción son altas, así pues, esas mismas características fueron introducidas para la simulación correspondiente. Estas características se describen, para ambos casos, laboratorio y programa en la tabla 1.

IMPLEMENTACION DEL MODELO EN EL LABORATORIO

Se montan las columnas con el material minero, primeramente se realiza una serie de lavados hasta mantener constante el pH, así como la humedad inicial en la columna

Con el objeto de reproducir el fenómeno que tiene lugar en el proceso de contaminación de aguas subterráneas, se arman las columnas con material residuo industrial de la ex empresa Sosa Texcoco, en su interior son montados en el equipo de cómputo que controla por medio de los sensores el comportamiento del material al paso del contaminante.

La descripción detallada del procedimiento experimental que se realizó en laboratorio se resumen en:

• Estabilización inicial del material: Se realizó un lavado continuo de la de columna exenta de contaminantes tanto de Ni, Cr y Mn, pues todas las pruebas con los contaminantes se realizaron por separado, con lo cual no existió adsorción competitiva, hasta logra que el pH se estabilice en 5.5, así como la inyección de aire en columnas para evaluar diferentes cantidades de humedad.

• La adsorción: Para lograr el propósito se inyectó en cada columna su respectiva concentración de los diferentes contaminantes de: Níquel 336.84 mg/L, Cromo 103 mg/L y Manganeso 419.78 mg/L, hasta lograr que la concentración de salida en cada columna fuese igual que la concentración en la entrada.

• La desorción: Se inyectó a cada columna agua exenta de su respectivo contaminante.

Las características físicas y dinámicas de cada una de las columnas se detallan en la tabla 1. El sistema se discretizó espacial y temporalmente de la siguiente manera:

• Celdas a cada dos centímetros.

• Pasos de tiempo a cada cinco minutos.

Las condiciones de contorno seleccionadas son:

• Contorno de entrada: Masa constante.

• Contorno de salida: Derivadas espaciales de la concentración nula.

La característica más común observada en los ensayos de laboratorio fue que, para la concentración de centros activos de adsorbente específica y la disponibilidad de superficie específica de las partículas de suelo, provoca que no se alcance el equilibrio. (Ver Gráfico 1, Tabla 2, Gráfico 2, Tabla 3, Gráfico 3, Tabla 4)

El efecto es poco acusado si se incrementa el caudal del contaminante en disolución, pero sin llegar a la saturación, pues se pierde el objetivo del trabajo en ZNS.

La simulación, para los tres contaminantes se realizó admitiendo las condiciones de equilibrio global con lo cual, los resultados obtenidos se muestran en los gráficos correspondientes a la adsorción-desorción tanto, en el laboratorio como los resultados obtenidos con el modelo ATL-KIW.

Se puede observar, en los gráficos el buen ajuste de los datos experimentales correspondientes a los fenómenos de adsorción-desorción, por lo que se consideró que el proceso quedaba bien representado, con base en la suposición de partida de equilibrio local. Por el contrario, las curvas simuladas de adsorción-desorción difieren de la experimental suponiendo un sistema de equilibrio local. (Ver Gráfico 4, Tabla 5, Gráfico 5, Tabla 6, Gráfico 6, Tabla 7)

La simulación de la adsorción bajo el supuesto de equilibrio, reproduce con la suficiente precisión y exactitud la capacidad total de retención de los contaminantes en sus respectivas columnas y, viene dada por la siguiente expresión:

(5)

Donde:

Caudal (LT-3).

Concentración del adsorbato en la entrada (ML-3).

Tiempo en el que se realiza la saturación del sistema.

En una representación C/Co vs. Vp, la capacidad de retención estará dada por tanto, por el área encerrada en el trazador (Curva de Ruptura). Es apreciable la trayectoria que sigue la curva tanto simulada como experimental, determinan prácticamente la misma capacidad de retención. Sin embargo, la falta de aproximación de la curva simulada a la experimental pone de manifiesto la existencia, en la práctica, de alguna limitación cinética que provoca una menor retención inicial en las respectivas columnas.

El proceso de adsorción ha sido simulado en condiciones de no equilibrio global. Así se obtuvieron los trazadores, admitiendo control de la cinética de transferencia externa e interna de materia (Gráficos 7, 8 y 9, así como 10). Los parámetros cinéticos corresponden aproximadamente tanto simulados como experimentales.

En estos ejemplos se ha demostrado la capacidad del modelo ATL-KIW para representar el comportamiento de un sistema real considerando las diferentes interacciones físico-químicas, que pueden tener lugar entre especie contaminante en un sistema. Asimismo se han puesto de manifiesto dos cosas, primera, la gran capacidad natural depuradora de la zona no saturada de un acuífero, segunda, la importancia que revierten las limitaciones difusionales a la transferencia de materia entre el sólido y la solución en la predicción del transporte de contaminantes en medios porosos.

CARGADO DE DATOS EN MODELO

Para el caso de la introducción de datos al modelo tanto al submodelo de flujo como al submodelo de transporte y química, se realizo por medio de sus ficheros de entrada de datos, los datos introducidos de mayor relevancia para la simulación se describen en las respectivas tablas de datos de entrada por elemento y más ampliamente en el código del modelo correspondiente, donde se describen las subrutinas y sus variables.

OBTENCIÓN DE RESULTADOS DEL MODELO

El fenómeno de adsorción-desorción tiene un papel importante en los procesos que afectan las concentraciones de los contaminantes en la fase acuosa. Estos dos procesos como ya se han explicado se les denomina de sorción. La adsorción es la tendencia de un elemento o compuesto a ser retenido por la materia orgánica o por las capas superficiales de los minerales que permanecen el contacto con él. Cuando la adsorción es lo suficientemente rápida en relación con otros procesos, se dice que, existe el equilibrio entre la concentración del soluto en disolución y la fase sólida.

En una primera aproximación, si se asume que la concentración adsorbida en el suelo se encuentra relacionada de forma lineal con la concentración en la fase acuosa, la relación entre la concentración del contaminante en el suelo y la concentración del mismo en el agua, se denomina coeficiente de distribución o de reparto y la densidad aparente del suelo. Mediante esta relación se obtiene un valor adimensional que permite comparar la adsorción de los distintos compuestos en el suelo, siendo éste uno de los parámetros más utilizados para valorar la movilidad de un compuesto en el suelo, como se muestra en los gráficos.

Para el caso de la obtención de las características de adsorción que fueron estudiadas para los contaminantes que se presentan en este trabajo, fueron estudiados con base en la realización de ensayos de adsorción tipo Batch y ensayos cinéticos en columnas de suelo (Melo, 1996) y a partir de los datos medidos fueron calculados los coeficientes de adsorción lineal y las isotermas de adsorción, así como la cinética de adsorción-transporte de los contaminantes.

Para el caso del estudio del transporte unidimensional de los contaminantes en cuestión y químicamente simple, pues se analizaron por separados con lo cual, no existe adsorción competitiva.

Los tres contaminantes experimentan un proceso de adsorción. El equilibrio de adsorción se describe mediante el modelo de la Triple Capa, pues a cada una de los contaminantes por separado se le considera una única especie superficial que corresponde a su respectivo proceso de adsorción sobre el plano .

Las características físicas del sistema y las condiciones de flujo se detallan en la tabla 2. Las condiciones de para la discretización han sido tomadas exactamente igual a las del laboratorio con el objeto de poder comparar los diferentes puntos en el mismo período de tiempo.

La influencia del coeficiente de transferencia externa de materia han sido representadas para los tres casos (Níquel, Cromo y Manganeso), y a velocidad real del agua en un medio poroso no saturado y con el pH constante, se representaron las curvas trazador y se pudo observar que:

• El trazador se desplaza a tiempos menores mientras mas pequeño es el coeficiente de transferencia externa de materia .

• Mientras más grande es el coeficiente de transferencia externa de materia la curva trazador tenderá a la curva de equilibrio.

En este caso la unidimensionalidad y el pH constante, no tiene ninguna influencia sobre en las inteacciones físico-químicas de los contaminantes y el material del suelo, esto bajo la suposición de equilibrio local y de control de la cinética de transferencia de externa materia de 10-12 m/s. (Ver Tabla 8, Gráfico 7, Gráfico 8, Gráfico 9, Gráfico 10, Tabla 9, Tabla 10, Tabla 11).

La expresión utilizada para la estimación del coeficiente de transferencia de materia es:

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Una serie de aplicaciones del modelo ATL-KIW, corresponden a la simulación de los mismo contaminantes (Níquel, Cromo y Manganeso), donde se admite que el sistema se encuentra se encuentra inicialmente en equilibrio.

El problema se centra en el estudio de la respuesta del sistema ante la entrada de contaminantes transportados en agua, los componentes forman complejos en disolución los cuales, pueden o no formar precipitados, para este caso no existe la formación de precipitados, pero participan en un proceso de adsorción.

El transporte de cada uno de los contaminantes en el sistema ha sido simulado bajo la suposición de equilibrio local y de control de cinética de transferencia de materia externa e interna. Resumiendo, para el caso de contaminantes simulado se han obtenido las curvas trazadores bajo el supuesto de equilibrio local y admitiendo el control de la cinética de transferencia externa de materia, en todos los casos las características físicas y cinéticas han sido iguales. En los contaminantes (Ni, Cr y Mn) los valores de la velocidad de saturación para los tres casos ha sido muy similar, pues coinciden con el cálculo previo de 10.69, 6.81 y 8.32 minutos, respectivamente. La construcción de los trazadores producto de los datos emitidos por el modelo se presentan en los gráficos siguientes así como en las tablas que representan los correspondientes valores. (Ver Gráfico 11, Gráfico 12, Gráfico 13, Gráfico 14, Tabla 12, Tabla 13, Tabla 14).

CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES

Es un hecho innegable que los recursos hídricos subterráneos de la zona de la ex empresa Sosa Texcoco se encuentran seriamente dañados, principalmente por actividades industriales, agrícolas, ganaderas, mineras, vertidos de hidrocarburos, etc.

El uso y aplicación de modelos para simular el comportamiento de un frente de contaminante a su paso por un suelo de humedad y porosidad variables, con transporte multisoluto de especies químicas reactivas; permite predecir las variaciones que se presentan en la calidad de los recursos hídricos subterráneos. La utilización de los mismos, constituye una herramienta eficaz y eficiente, además de económica, para determinar el método de remediación más adecuado.

El modelo es capaz de simular el comportamiento del flujo, tanto en un medio saturado (ZS) como en un medio no saturado de humedad y porosidad variables (ZNS), siendo este último el objeto principal de este estudio.

Para el caso del aire contenido en el terreno, éste puede jugar un papel muy importante en la ZNS. Un frente de lixiviado contaminante tendrá inicialmente un contorno irregular y el aire es desplazado a diferentes puntos del suelo.

La energía requerida para dicho desplazamiento obligará a disminuir la velocidad de infiltración. A medida que el frente de saturación avance, las minúsculas burbujas de aire actúan como barrera que frena dicho avance. Sin embargo, el frente de lixiviado continúa su curso, y parte del aire acaba disolviéndose como respuesta a las reacciones en la fase líquido-gas.

A través de la formulación de las ecuaciones químicas, se demuestra que, al incluirse el flujo puede o no alcanzarse el equilibrio químico y eso pasa no solo en ZS, sino también en la ZNS.

En éste trabajo se utiliza un modelo capaz de reproducir el comportamiento del flujo transporte y química, que analiza la química multisoluto y unidimensional de contaminantes reactivos a través de un medio poroso no saturado, teniendo la versatilidad de poder ser usado tanto en zona saturada como en no saturada.

Los elementos analizados (contaminantes reactivos), Níquel, Cromo y Manganeso y dadas las características del material utilizado, el tiempo necesario para obtener la masa del respectivo contaminante reactivo (Ni, 10.511. Cr, 6.81 y, Mn, 8.32 minutos en la columna. Alcanzándose el equilibrio a las 24 horas, como se ha mostrado en el apartado correspondiente. Con lo cual, se tiene una amplia zona la cual comprende la ex empresa Sosa Texcoco contaminada con metales pesados en fase acuosa mismos que las directrices dadas por el Gobierno estatal para la remedición del suelo no se han dado.

Así también la sustitución del material contaminante en la superficie del suelo por Sodio principalmente que es transportada por efectos del viento y que implica un problema grave de salud pública, acompañado por la radiación por Tritio.

Los procesos físico-químicos, que afectan a la distribución y transferencia de solutos y acuosos en el medio subterráneo, presentan una gran complejidad y variedad. Estas condicionantes se acentúan en un medio no saturado, ya que las interacciones “contaminante-líquido-sólido”, aumentan al disminuir el contenido de humedad del medio.

Aunque parece haberse llegado a un aceptable estado del conocimiento de los procesos hidrodinámicos del transporte, quedan todavía por abordar numerosas cuestiones relativas a la interacción de los solutos con un medio sólido.

El trabajo interdisciplinario permite la incorporación de los resultados de las investigaciones en otras áreas del conocimiento relacionadas, las cuales conducirán a avances sustanciales en las investigaciones del comportamiento de los frentes lixiviados de contaminante en la ZNS y abrirse nuevas líneas de investigación.

Las acciones preventivas y correctivas en la contaminación de las aguas subterráneas, son fundamentales en países de recursos hídricos superficiales escasos, como puede ser el caso de España y el caso de la región centro y norte de México.

Entre las medidas preventivas aplicables para evitar la contaminación de las aguas subterráneas, mencionaré las siguientes:

• Ordenación espacial de actividades contaminantes, que coloquen en riesgo latente las aguas subterráneas.

• Realizar un inventario pormenorizado de los yacimientos de recursos hídricos subterráneos y el estado en el que se encuentran, con el objeto de tenerlos identificados e instrumentar estrategias para acciones preventivas y correctivas.

• Planificación del uso del suelo y la evaluación de la vulnerabilidad de la totalidad de los acuíferos inventariados.

• Establecimientos de perímetros de protección, revisión y en su caso reestructuración de la normativa de construcción y abandono de pozos, así como sondeos.

• Impermeabilización, drenajes, control de inyección de residuos vertidos controlados.

• Uso del poder autodepurador del suelo.

• Medidas de vigilancia periódicas y realizadas por personal debidamente cualificado para ello.

• Divulgación del problema, concienciación, y colaboración ciudadana.

La aplicación de las medidas de restauración de la calidad del agua en acuíferos ha estado limitada por la idea, cada vez más controvertida, referida a la frecuente inviabilidad técnico-económico de la puesta en marcha.

Pero admitida al fin, la realidad del problema y del escaso implemento de estrategias para dar solución al problema, solo contamos con la planificación. La efectividad de los planes en el área hídrica y de vertidos en los terrenos de la ex empresa de Sosa Texcoco no ha sido muy positiva; ya que muchos han implicado costes muy superiores a los previstos, otros han fallado y otros simplemente no se han puesto en marcha.

A pesar de lo anterior, se deduce que pese a los problemas con los que nos enfrentamos, podemos decir:

1. Se ha superado una larga etapa de reivindicación de los derechos del agua subterránea, hasta verse plasmados en un marco legal amplio y abierto a numerosas posibilidades de actuación.

2. Se han ido perfilando situaciones y problemáticas a través de logros parciales en las múltiples etapas de la contaminación puntual, aunque no se haya podido simular con el grado de exactitud que se hubiese querido.

3. Contamos con la capacidad técnica, pero perfectible, para adaptar o desarrollar y aplicar metodologías multidisciplinarias mucho más profundas.

Aunque una de las características principales de la zona no saturada, es que, al no alcanzar la saturación en la matriz del suelo, no se completa el equilibrio químico. Cabe hacer mención que no es exclusivo de la ZNS, pues el no equilibrio se puede presentar tanto en la ZS como en la ZNS.

En el afán expansionista de una empresa constructora mexicana, se asentó en terrenos de la ex empresa Sosa Texcoco sin que este predio sea biorremediado, donde edifica trece mil viviendas en una zona muy contaminada por residuos alcalinos, corrosivos y tóxicos, residuos que se encuentran extendido a lo largo y ancho del predio y los concentrados en el deposito al aire libre denominado “El montículo”. Contaminantes que son transportados por efecto del viento y también en fase acuosa se infiltran a las capas inferiores mezclándose con el agua del acuífero que además tiene aportaciones del gran canal de aguas negras y del canal de sales.

Además de los problemas aquí descritos se suman problemas, técnico-administrativo que impactan el medio ambiente y que por ignorancia o corrupción no solo de la autoridad posiblemente también de las empresas que intervienen en los procesos de edificación y urbanización de la zona, mismos que se ven reflejadas en el deterioro del entorno ecológico por métodos incorrectos, sin considerar que una gran planicie filtrante ha sido cubierta por una capa de material estanco que limita la recarga del acuífero. Aunado a todo ello la omisión de una franja de amortiguamiento de 50 metros de ancho por 2,700 metros de largo que delimite la zona urbana del terreno decantador solar “El Caracol” de propiedad federal. (Ver Fotografías 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 10, y 11).

El sodio, un material contaminante con característico color blanco un elemento metálico extremadamente blando y muy reactivo, que atenta contra la salud pública irritando ojos, garganta y mucosas.

El gobierno del Estado de México reconoce la zona como una de las que presenta mayores conflictos de abasto en servicios y desarrollo urbanos, altos niveles de contaminación por diferentes elementos, escasez de agua altamente salina, con lo cual pone reglas mas o menos compensatorias emitidas en gacetas de gobierno de fechas 25 de febrero de 2002, 28 de abril de 2003, 28 de agosto de 2003, 5 de abril de 2004; así como lo estipulado en el Libro Quinto del Ordenamiento Territorial de los asentamientos Humanos y del Desarrollo Urbano de los Centros de Población que dan las directrices para realizar la construcción de trece mil viviendas en la zona.

El suelo tiene un gran contenidos de sodio que acaba con los concretos de las construcciones de la zona; de tal manera que construir sobre bancos naturales de sodio se encuentra asociado a una mala decisión, mucha corrupción y una gran ignorancia, realizando un silogismo “Así como el mar muerto es utilizado como depósito de sales que permiten que los suelos del Estado de Israel estén limpios, en México el depósito natural en esta zona y construir viviendas en Sosa Texcoco es similar a querer construir sobre el mar muerto”

Por ultimo las arcillas de Sosa Texcoco, son conocidas como expansivas, contienen calcio, Manganeso, potasio, sodio entre otros este ultimo en niveles mucho mas altos que los permitidos, con mas del cien por cien del grado de salinidad que los niveles del mar. El exceso de sodio provoca que las arcillas se “hinchen” lo que dificulta su manejo a tal grado que hace inoperante el suelo.

• ANDERSON, M. P.; WOESSNER, W. W.; Applied Groundwater Modeling.- Simulation of Flow and Advective Transport. Academic Press Inc. U. S. A. 1992.

• ANDREAS, N. A.; DENNIS, E. R.; TARIQ, N. K.; and VERNE, H. S.; Soil-Water Distribution under Trickle Source. Journal of Irrigation and Drainage Engineering, vol. 119, no. 3, paper no. 3,122. USA, 1993.

• ANGELAKIS, Andreas, N.; ROLSTON, Denis, E.; KADIR, Tariq, N; SCOTT, Verne, H.; Soil-Water Distribution Under Trickle Source. Journal of irrigation and drainage Engineering, vol. 119, no. 3, paper no. 3,122. U.S.A. 1991.

• AMOKRANE, H.; VILLENUEVE, J. P.; A Numerical Method For Solving the Water Flow Equation in Unsaturated Porous Media. Ground Water, vol. 34, no. 4, july-august, U.S.A., 1996.

• APPELO, C. A. J., and POSTMA, D.; Geochemistry, groundwater and pollution. Editions Balkema. Rotterdam, 536 pp. Nederland, 1993.

• APPELO, C. A. J.; Cation and proton exchange, pH variation and carbonate reaction in freshening aquifer. Water Resourses Research, vol. 30, no. 10, pp. 2793-2805, U. S. A. 1994.

• BARNES, C. J.; Solute and Water Movement in Unsaturated Soils. Water Resources Research, vol. 25, no. 1, pp. 38-42, U.S.A., 1989.

• BEAR, J.; Dynamics of fluids in porous media. American Elsevier Publishing Company. U.S.A. 1972.

• BEAR, J.; Hydraulics of Groundwater. McGraw-Hill series in Water Resources and Environmental Engineering. Israel, 1979.

• BOLEY, Troy, M., OVERCAMP, Tomas, J.; Displacement of Nonwetting Liquids from Unsaturated Sands by Water Infiltration. Groundwater, vol. 36, no. 5, september.october, U.S.A., 1998.

• BOND, W. J.; PHILLIPS, I. R.; Aproximate Solutions for Cation Transport During Unsteady, Unsaturated Soil Water Flow. Water Resources Research, vol. 26, no. 9, pp. 2,195-2,205. U.S.A., 1990.

• BRIDGET, R, Scanlon, RICHARD, P. Langford, RICHARD, S. Goldsmith; Relationship between geomorphic settings and unsaturated flow in an arid setting. Water Resources Research, vol. 35, no. 4, pp. 983-999. U.S.A., 1999.

• BRUCE, M. McEnroe; (member ASCE), Maximum saturated depth over landfill liner. Journal of Environmental Engineering, vol. 119, no. 2, paper 348, USA, 1993.

• CANDELA, L.; VARELA, M. (Ed.); La zona no saturada y la contaminación de las aguas subterráneas. Teoría, medición y modelos. España, 1993.

• CASTANY, M.; Traite pratique des eaux souterraines. Editorial S. A. Dunod, París, Francia, 1970.

• CEDEMBERG, G. A., R STREET, and J. O. LECKIE; A Groudwater mass transport and equilibrium chemistry model for multicomponent system. Water Resourses Research, vol. 21, no. 8, pp. 1,095-1,104. U. S. A. 1985.

• CELIA, M. A. and BOULOUTAS, E. T.; A General Mass-Conservative Numerical Solution for the Unsaturated Flow Equation. Water Resource Research, vol. 26, no.7, pp. 1,483-1,496. U. S. A. 1990.

• COLLADO, Ramón; Sistemas naturales de depuración de aguas en pequeñas comunidades. Edición Universidad de Cantabria, Santander, España, 1988.

• CUSTODIO, Emilio; LLAMAS, M. R.; Hidrología subterránea. Ediciones Omega, Barcelona, España, 1976.

• DAVIS, S. N. WIEST, R. D.; Hidrogeología. Ediciones Ariel, Esplugues de Lobregat, Barcelona, España, 1971.

• De BUSTAMANTE, Irene, G.; El suelo como agente depurador de vertidos líquidos contaminantes. Servicio Geominero, no. 49, España, 1988.

• DULLIEN, F. A. L.; Porous media.- Fluid Transport and Pore Estructure. Academic Press, Inc. 2nd. Edition. Canada, 1979.

• ELLSWORTH, T. R.; JURY, W. A; ERNST, F. F; SHOUSE, P. J.; A three-Dimensional Field Study of Solute Transport Through Unseturated, Layered, Porous Media. 1ª Methodology, Mass Recovery, and Mean Transport. Water Resources Research, vol. 27, no. 5, pp. 951-965. U.S.A. 1991.

• ENGESGAARD, P., K. L. KIPP; A geochemical transport model for redox-controlled movement of mineral fronts in groundwater flow system: A case of nitrate removal by oxidation of pyrite. Water Resourses Research, vol. 28, no. 10, pp. 2,829-2,843. U. S. A. 1992.

• ELLSWORTH, T. R.; JURY, W. A.; A three-Dimensional Field Study of Solute Transport Through Unseturated, Layered, Porous Media. 2ª Characterization of Vertical Dispersion. Water Resources Research, vol. 27, no. 5, pp. 967-981, U.S.A. 1991.

• EPA, 1984; Groundwater Protection Strategy.

• EPA, 1987; Guidelines for deliniation of wellhead protection areas.

• FERNÁNDEZ, B. J. F.; Hidráulica computacional aplicada al flujo transitorio en lámina libre I.- Formulación matemática y numérica de los procesos físicos. UPV-ETSICCyP-DIHMA; España, 1988.

• FERRANTE, Marco. YEH, T. C. Jim; Head and flux variability in heterogeneous unsaturated soils under transient flow conditions. Water Resources Research, vol. 35, no. 5, pp. 1,471-1,479. U.S.A. 1999.

• FOSTER, Steve; Estrategias de protección de las aguas subterráneas en Europa, Memoria de las Jornadas sobre: La contaminación de las aguas subterráneas. Universidad Politécnica de Valencia, España 1998.

• GHISLAIN, de Marsily; Hydrogéologie Quantitative, published by Masson. París, Masson, Editeur, Francia, 1981.

• GIERKE, John, S., HUIZLER, NEIL, J., CRITTENDEN, John, C.; Modeling the Movement of Voletile Organic Chemicals in Columns of Unsaturated soil. Water Resources Research, vol. 26, no. 7, pp. 1,529-1,547. U.S.A., 1990.

• GIL, F. J. G.; Análisis y evolución de la contaminación de las Aguas subterráneas.- La política de calidad de las aguas en España, aguas subterráneas: Sistemas de control y Proyecto SAICA. Ministerio de Obras Pública, Transporte y Medio Ambiente, pp. 3-22, España, 1994.

• GONZÁLEZ, M. A.; CALVO, O. D.; ROMERO, M. E.; GARRIDO, M. R. (Eds.); Progresos en la investigación en zona no saturada. Universidad de Huelva, España, 1998.

• GOVINDARAJU, Rao, S; KAVVAS, M. Levent.; Development of an Approximate Model for Unsaturated Flow With Root Water Uptake Under Rectangular Water Content Profiles Assumption. Journal of hydrology, no. 146, pp. 321-339. Nederland, 1993.

• GROVE, B. David, and STOLLENWERK, Kenneth, G.; Chemical reactions simulated by ground water quality models. Water Resources Bulletin, vol. 23, no. 4, pp. 601-615, U.S.A., 1987.

• HAGA, D. NIIBORI, Y. CHIDA, T.; Relationship between geomorphic settings and unsaturated flow in an arid setting. Water Resources Research, vol. 35, no. 4, pp. 1065-1077, U.S.A., 1999.

• HENDRY, M. J. MENDOZA, C. A. KIRKLAND, R. A. LAWRENCE, J. R.; Quantification of transient CO2 production in a sandy unsaturated zone. Water Resources Research, vol. 35, no. 7, pp. 2,189-2,198. U.S.A., 1999.

• HERAS, Rodríguez R., et al; Manual de hidrología, apartado 3: Recursos hidráulicos; subapartado 3.1: Métodos prácticos para el estudio de aguas superficiales y subterráneas. Centro de Estudios Hidrográficos y Dirección General de Obras Hidráulicas, España. 1972.

• HERZER, J., and W. KINZELBACCH; Coupling of transport and chemical processes in numerical transport models. Geoderma, no. 44, pp. 115-127, U. S. A. 1989.

• HILLS, R. G., HUDSON, D. B., PORRO, I., WIERENGA, P. J.; Modeling One-Dimensional Infiltracion Into Very Dry Soils, 1.- Model Development and Evaluation. Water Resources Research, vol. 25, no. 6, pp. 1,259-1,269. U.S.A. 1989.

• HILLS, R, G., PORRO, I., HUDSON, D. B., WIERENGA, P. J.; Modeling One-Dimensional Infiltracion Into Very Dry Soils, 2.- Estimation of the Soil Water Parameter and Model Predictions. Water Resources Research, vol. 25, no. 6, pp. 1,271-1,282. U.S.A., 1989.

• JAMES, A. V.; Porosity; Methods of soil analysis; Physical and mineralogical properties, including staticas of meansurement and sampling; part I. Am. Society of Agronomy , Inc., Publisher; pp. 299-314. U.S.A. 1965.

• JOHNES, J. A., and FERMES, W. J.; Batch versus column method for determining distribution of organics between soil and water phases. Soil Science, vol. 155, no. 2, pp. 92-99, U. S. A. 1993.

• KIRKNER, D. C., and M. REEVES; Multicomponent mass transport with homogeneous and heterogeneous chemical reactions: Effect of the chemistry on the choice of numerical algorithm, I, Theory. Water Resourses Research, vol. 24, no. 1, pp. 1,719-1,729. U. S. A. 1988.

• KINZELBACH, W. K. H., and W. SCHÄFER; Coupling of chemistry and transport, In: Groundwater Management: Quantity and Quality, Proceedings of Benidorm. IAHS Publishers, pp. 237-259. Spain. 1989.

• KLUTE, A.; Laboratoty meansurement of hydraulic conductivity of unsaturated soil; Methods of soil analysis; Physical and mineralogical properties, including staticas of meansurement and sampling; part I. Am. Society of Agronomy , Inc., Publisher; pp. 253-261. U.S.A. 1965.

• KLUTE, A.; Water diffusivity; Methods of soil analysis; Physical and mineralogical properties, including staticas of meansurement and sampling; part I. Am. Society of Agronomy , Inc., Publisher; pp. 262-272. U.S.A. 1965.

• KLUTE, A.; Water capacity; Methods of soil analysis; Physical and mineralogical properties, including staticas of meansurement and sampling; part I. Am. Society of Agronomy , Inc., Publisher; pp. 273-278. U.S.A. 1965.

• KORFIATIS, George, P.; DEMETRACOPOULOS, Alexander, C.; Flow Characteristics of Landfill Leachate Collection Systems and Liners. Journal of Environmental Engineering, vol. 112, no. 3, paper no. 20,682. U.S.A. 1986.

• LaBOLLE, E. M., and CLAUSNITZER, V.; Comment on :

RUSSO (1991), SERRANO (1990, 1998).

Aplications of the water-content-based form of Richard´s equation to heterogeneous soils. Water Resourses Research, vol. 35, no. 2, pp. 605-607, U. S. A. 1999.

• LAVRENTIEV, M.; CHABAT, B.; Effets Hydrodynamiques et Modèles Mathèmatiques. Èditions Mir-Moscú, traduction francaise, U.R.S.S. 1980.

• LENSING, H. J. M. VOGT, and B. HERRLING; Modeling of biologically mediated redox processes in the subsurface. Journal Hydrology, no. 159, pp. 125-143, U. S. A. 1994.

• LETHA, J; ELANGO, K.; Simulation of Mildly Unsaturated flow. Journal of hydrology, no. 154, pp. 1-17. Nederland, 1994.

• LEVINE, J. B. SALVUCCI, G. D.; Equilibrium analysis of groundwater-vadose zone interactions and the resulting spatial distribution of hydrologic fluxes across a Canadian prairie. Water Resources Research, vol. 35, no. 5, pp. 1,369-1,383. U.S.A. 1999.

• LICHTNER, P. C.; Continum model for simultaneous chemical reactions and mass transport in hydrothermal system, Geochemical. Cosmochemical, Acta, 49, pp. 779-800, U. S. A. 1985.

• LINSLEY, Ray K.; FRANZINI, Joseph B.; Water-Resources Engineering. McGraw-Hill Book Company, U.S.A., 1979.

• LIU, C. W., and T. N., NARASIMHAN; Redox-controlled multiple species reactive chemical transport, 1, Model development. Water Resourses Research, vol. 25, no. 5, pp. 869-882, U. S. A. 1989a.

• LIU, C. W., and T. N., NARASIMHAN; Redox-controlled multiple species reactive chemical transport, 2, Verification and Application. Water Resourses Research, vol. 25, no. 5, pp. 883-910, U. S. A. 1989b.

• LEDESMA, A., LLORENT, A., and RODRÍGUEZ, R.; Crack initiation in soils. Proceedings of the second international conference on: Unsaturated soils. Vol. I, International Academic Publishers, pp. 497-502, Beijin, China. 1998.

• LÓPEZ, Vera Fernando; Contaminación de aguas subterráneas. Unidades Temáticas Ambientales de la Secretaría General, de Medio Ambiente, MOPU; España, 1990.

• MAHMOOD, H. Nachable; ALVARO, L. Islas; TISSA, H. Illangasekare.; Analytical Solutions for Water Flow and Solute Transport in the Unsaturated Zone. Ground Water, vol. 33, no. 2, abril-mayo, U.S.A., 1995.

• MARZAL, D. P.; Modelación del transporte de multiples contaminantes reactivos en aguas subterráneas. Tesis Doctoral. Universidad Politécnica de Valencia. ETSICCyP. Hidráulica y Medio Ambiente. España 1992.

• McENROE, BRUCE, M.; SCHROEDER, Paul, R.; Leachete Collection in Landfills: Steady Case. Journal of Environmental Engineering, vol. 114, no. 5, paper no. 22,796. U.S.A. 1988.

• McENROE, BRUCE, M.; Maximum Saturated Depth Over Landfill Liner. Journal of Environmental Engineering, vol. 119, no. 2, paper no. 348. U.S.A. 1993.

• MOPU, (Ministerio de Obras Públicas y Urbanismo); Contaminación de las aguas subterráneas. Serie monografías, España, 1991.

• MOPU, (Ministerio de Obras Públicas y Urbanismo); Medio Ambiente.- Un futuro para ganar, serie monografías, España, 1993.

• MOPU, (Ministerio de Obras Públicas y Urbanismo); Programa de ordenación de acuíferos sobreexplotados/salinizados.- Formulación estudios y actuaciones. Serie monografías. España, 1998.

• MORELL, E. I. (Ed.); Investigación en zona no saturada. Universitat Jaume-1, Col-lecció Summa, Ciencias Experimentales, España, 1994.

• MOREU, B. J. L.; Nuevo régimen jurídico de las aguas subterráneas. Prensas Universitarias Zaragoza, primera edición, España, 1990.

• MOTT, Henry, V.; HARTZ, Kenneth, E, YONGE, David, R.; Metal Precipitation in Two Landfill Leachates. Journal of Environmental Engineering, vol. 113, no. 3, paper no. 21,535. U.S.A. 1987.

• NAIR, Shyam; LONGWELL, Douglas; SEIGNEUR, Christian; Simulation of Chemical Transport in Unsaturated Soil. Journal of Environmental Engineering, vol. 116, no. 2, paper no. 24,596. U.S.A. 1990.

• NAQUID, L. J. E.; El Impacto de los trasvases y la planificación hidrológica. Boletín oficial, IPN-ESIA-Zacatenco, año 3, no. 23. México, 1997.

• NAQUID, L. J. E.; Los Impactos sociales y ecológicos de los trasvases. IPN-Academia, año 3, no. 18, pp. 56-63. México, 1998.

• NAQUID, L. J. E.; Modelación de múltiples contaminantes reactivos en la zona no saturada de un acuífero. Tesis doctoral, Universidad Politécnica de Valencia. España, 2001.

• NARASIMHAN, T. N., A. F. WHITE, AND T. TOCUNAGA, Groundwater contamination from an inactive uranium mill tailings pile, 2.- Aplication of a dynamic mixing model. Water Resources Research, vol. 22, no. 13, pp. 1,820-1,834. U. S. A. 1986.

• NIELSEN, D. R.; GENUCHTEN, M. TH. VAN; BIGGAR, J. W.; Water Flow and Solute Transport Processes in the Unsaturated Zona. Water Resources Research, vol. 22, no. 9, pp. 89-108, U.S.A. 1986.

• PANICONI, C., and M. PUTTI; A comparison of Picard and Newton iteration in the nemerical solution of multidimensional variably saturated flow problems. Water Resources Research, vol. 30, no. 12, pp. 3,357-3,374. U.S.A., 1994.

• PETERS, D. B.; Water availability; Methods of soil analysis; Physical and mineralogical properties, including staticas of meansurement and sampling; part I. Am. Society of Agronomy , Inc., Publisher; pp. 279-285. U.S.A. 1965.

• POLZER, W. L.; FUENTES, H. R.; SPRINGER, E. P.; NYHAN, J. W.; Modeling Study of Solute Transport in the Unsaturated Zone. U. S. A. Division of Waste Management, U. S. A. 1986.

• PULIDO, Carrillo, José Luís; Hidrogeología Práctica. URMO, S. A. de Ediciones, España, 1978.

• RAMOS, R. F. J.; FERRER, P. J.; Modelación de transporte de masa en medios porosos saturados. ESTSCCyP, UPV; España, 1982.

• RAMOS, R. F. J.; FERRER, P. J.; Un modelo quasi-tridimensional para el estudio de la intrusión salina en acuíferos costeros en régimen transitorio. ESTSCCyP, UPV; España, 1982.

• REBOLLO, F. L.; (Ed.); Análisis y evolución de la contaminación de las aguas subterráneas. Tomo I. AIH-IAH. España, 1994.

• REBOLLO, F. L.; (Ed.); Análisis y evolución de la contaminación de las aguas subterráneas. Tomo II. AIH-IAH. España, 1994.

• REEVES, H., and D. J. KIRKNER; Multicomponent mass transport with homogeneous and heterogeneous chemical reactions: Effects of the chemistry on the choice of numerical algorithm, 2. Numerical results. Water Resources Research, vol. 24, no. 10, pp. 1,730-1,739. U.S.A., 1988.

• REGINALD, W. Herschy, and RHODES, W. Fairbridge; Encyclopedia of hydrology and water resources. Kluwer Academic Publishers, U. S. A. 1998.

• RICHARDS, L. A.; Capillary conduction of liquids through porous mediums. Physics; vol. I; pp. 318-333. U.S.A. 1931.

• RICHARDS, L. A.; Physical condition of water in soil; Methods of soil analysis; Physical and mineralogical properties, including staticas of meansurement and sampling; part I. Am. Society of Agronomy , Inc., Publisher; pp. 128-152. U.S.A. 1965.

• ROA, S. G.; LEVENT, M. K.; Development of an approximate model for unsaturated flow with root water uptake under rectangular water content profiles assumption. Journal of Hydrology, no.146, pp. 321-339, Amsterdam, Netherlands, 1993.

• ROBINS, J. S.; Evapotranspiration; Methods of soil analysis; Physical and mineralogical properties, including staticas of meansurement and sampling; part I. Am. Society of Agronomy, Inc., Publisher; pp. 286-298. U.S.A. 1965.

• RUBIN, J. And R. V. JAMES; Dispersion-affected transport of reacting solutes in saturated porous media: Galerkin method applied to equilibrium-controlled exchange in unidirectional steady water flow. Water Resources Research, vol. 9, pp. 1,332-1,356. U.S.A., 1973.

• RUBIN, J.; Transport of reacting solutes in porous media: Relation between mathematical nature of problem formulation and chemical nature of reactions. Water Resources Research, vol. 19, no. 5, pp. 1,231-1,252. U.S.A. 1983.

• RUBIN, J.; Solute transport with multisegment, equilibrium-controlled reactions: A feed-forward simulation method. Water Resources Research, vol. 26, no. 6, pp. 2,029-2,055. U.S.A., 1990.

• RUBIN, J.; Solute transport with multisegment, equilibrium-controlled classical reactions: Problems solvability and feed forward method´s applicability for complex segments of at most binary participants. Water Resources Research, vol. 28, no. 6, pp. 1,681-1,702. U.S.A., 1992.

• RUSSELL Boulding, J.; Practical handbook of soil, vadose zone, and ground-water contamination, assessment, prevention and remediation. Lewis Publishers. U.S.A., 1995.

• RUSSO, David, DAGAN, Gedeon; On Solute Transport in a Hetereogeneous Porous Formation Under Saturated and Unsaturated Water Flows. Water Resources Research, vol. 27, no. 3, pp. 285-292, U.S.A., 1991.

• RUSSO, David; Replay to :

(LaBOLLE, E. M., and CLAUSNITZER, V.; Comment on :

RUSSO (1991), SERRANO (1990, 1998).

Aplications of the water-content-based form of Richard´s equation to heterogeneous soils. Water Resourses Research, vol. 35, no. 2, pp. 605-607, U. S. A. 1999.). Water Resourses Research, vol. 35, no. 2, pp. 609-610, U. S. A. 1999.

• SAHUQUILLO, H. A.; La Contaminación de las Aguas Subterráneas en España, Memoria de las Jornadas sobre: La contaminación de las aguas subterráneas. Universidad Politécnica de Valencia, España 1998.

• SAMPER, J., C. AYORA, and N. CUELLAR, Acoplamiento de modelos hidrodinámicos y de modelos de transporte de solutos en medios porosos, In: Métodos numéricos en ingeniería. F. Navarrina and M. Casteleiro. Ediciones, vol. 1, pp. 586-595, España. 1993.

• SAMPER, J., C. AYORA, X. TIANFU, and N. CUELLAR, Reactive solute transport modeling: numerical formulation and computer codes, VI Simposio de Hidrogeología. Hidrogeología y recursos hidráulicos, vol. XIX, pp. 785-800, España. 1995.

• SERRANO, Sergio, E.; Migration of Chloroform in Aquifers. Journal of Environmental Engineering, vol. 118, no. 2, paper no. 917. U.S.A. 1992.

• SERRANO, Sergio, E.; Replay to :

(LaBOLLE, E. M., and CLAUSNITZER, V.; Comment on :

RUSSO (1991), SERRANO (1990, 1998).

Aplications of the water-content-based form of Richard´s equation to heterogeneous soils. Water Resourses Research, vol. 35, no. 2, pp. 605-607, U. S. A. 1999.). Water Resourses Research, vol. 35, no. 2, pp. 611-612, U. S. A. 1999.

• SIMUNEK, J., and D. L. SUÁRES; Two-dimensional transport model for variabily saturated porous media with major ion chemistry. Water Resources Research, vol. 30, no. 4, pp. 1,115-1,133. U.S.A., 1994.

• SIMUNEK, J., M. T. Van GENUCHTEN, and D. L. SUÁRES; Modeling multiple solute transport in variably saturated soils, In: Groundwater Quality: Remediation and Protection. IAHS Publicaciones, no. 225, pp. 311-318, España., 1995.

• SUN A. Y., ZHANG, D.; Prediction of solute spreading during vertical infiltracion in unsaturated, bounded heterogeneous porous media. Water Resources Research, vol. 36, no. 3, pp. 715-723, U.S.A., 2000.

• TALAVERA, García, José Vicente; Estudio de flujo hidráulico y del transporte de un contaminante conservativo en lechos de turbas. Tesis Doctoral. Universidad Politécnica de Valencia. ETSICCyP. Hidráulica y Medio Ambiente. España 1997.

• TIANFU, Xu; Modeling nonisothermal multicomponent reactive solute transport through variably saturated porous media. Tesis Doctoral. Universidad de La Coruña e Instituto de Ciencias de la Tierra (Barcelona). ETSICCyP. España 1996.

• TRIPATHI, Vijay, S., YEH, G. T.; A performance comparison of scalar, vector, and concurrent vector computers including supercomputers for modeling transport of reactive contaminants in groundwater. Water Resurces Research, vol. 29, no. 6, pp. 1,819-1,823. USA, 1993.

• VALOCCHI, Albert, J.; Validity of the local equilibrium assumption for modeling sorbing solute transport through homogeneous soils. Water Resources Research, vol. 21, no. 6, pp. 808-820, U.S.A., 1985.

• VALOCCHI, Albert, J.; Effect of radial flow on deviations from local equilibrium during sorbing solute transport through homogeneous soils. Water Resources Research, vol. 22, no. 12, pp. 1,693-1,701. U.S.A., 1986.

• WALTER, A. L., E. O. FRIND, D. W. BLOWES, C. J. PTACEK, and J. W. MOLSON, Modeling of multicomponent reactive transport in groundwater, 2. Metal mobility in aquifers impacted by acidic mine tailings discharge. Water Resources Research, vol. 30, no. 11, pp. 3,149-3,158. U.S.A., 1994.

• WARD, C. H.; GIGER, W.; McCARTY, P. L.; Groundwater Quality. John Wiley and Sons. Inc. New York. U.S.A. 1985.

• WEIR, G. J.; Unsaturated Vertical Flows Above a Water Table. Water Resources Research, vol. 25, no. 1, pp. 55-60, U.S.A., 1989.

• WILSON, L. G., LORNE, G. E., STEPHEN, J. C.; Handbook of vadose zone characteritation and monitoring. Lewis Publishers. U.S.A., 1995.

• YANG, Jinzhong; Experimental and Numerical Studies of Solute Transport in Two Dimensional Saturated-Unsaturated Soil. Journal of Hydrology, vol. 97, pp. 303-322, Amsterdam Netherlands, 1988.

• YEH, G. T., and V. S. TRIPATHI; A critical evaluation of recent developments of hydrogeochemical transport models of reactive multichemical components. Water Resources Research, vol. 25, no. 1, pp. 93-108, U.S.A., 1989.

• YEH, G. T., and V. S. TRIPATHI; A model for simulating transport of reactive multispecies components: model development and demostration. Water Resources Research, vol. 27, no. 12, pp. 3,075-3,094. U.S.A., 1991.

• ZYSSET, A., F. STAUFFER, and T. DRACOS; Modeling of chemically reactive groundwater transpor. Water Resources Research, vol. 30, no. 7, pp. 2,217-2,228. U.S.A., 1994a.

• ZYSSET, A., F. STAUFFER, and T. DRACOS; Modeling of reactive groundwater transpor governed by biodegradation. Water Resources Research, vol. 30, no. 8, pp. 2,423-2,434. U.S.A., 1994b.

Número progresivo C o n c e p t o : D a t o :

1 Tamaño útil de la columna: 0.10 mts.

2 Diámetro de la columna: 0.016 mts.

3 Porosidad del material: 63%

4 Densidad del material: 1.53 grs./cms3

5 Caudal: 0.8 ml./min.

6 Potencial Hidrógeno: 5.5 cte. (±0.09)

7 Volumen útil de la columna: 0.0201062 lts.

8 Humedad inicial en la columna de suelo 20%

Tabla 1.- Datos generales en las columnas de suelo.

Gráfico 1.- Isoterma de adsorción-desorción del Níquel a pH 5.5 constante y 25º C.

N Í Q U E L

adsorción S adsorción C desorción S desorción S

1907.500 48.850 3.130 31.290

2068.900 97.000 8.030 80.270

2143.700 111.920 8.230 82.340

2201.800 135.770 10.120 101.200

2368.900 207.690 14.800 148.040

Tabla 2.- Datos generales de la isoterma del Níquel.

Gráfico 2.- Isoterma de adsorción-desorción del Cromo a pH 5.5 constante y 25º C.

C R O M O

adsorción S adsorción C desorción S desorción C

80.730 8.380 4.400 44.000

129.870 21.700 5.700 57.000

146.530 32.530 6.470 64.700

235.470 73.230 7.400 73.960

313.100 164.820 16.660 166.600

397.800 251.650 18.390 183.900

19.570 195.730

Tabla 3.- Datos generales de la isoterma del Cromo.

Gráfico 3.- Isoterma de adsorción-desorción del Manganeso a pH 5.5 constante y 25º C.

M A N G A N E S O

adsorción S adsorción C desorción S desorción C

1082.060 1.140 10.200 1.020

1523.690 16.420 85.960 8.600

1781.000 42.920 108.880 10.890

1946.900 78.900 146.300 14.630

2089.000 124.730 154.300 15.430

Tabla 4.- Datos generales de la isoterma del Manganeso.

Gráfico 4.- Isoterma linealizada de adsorción-desorción del Níquel.

Log N Í Q U E L

adsorción S adsorción C desorción S desorción S

3.280460 1.688860 0.495544 1.495406

3.315730 1.986771 0.904716 1.904553

3.331160 2.048907 0.915400 1.915611

3.342777 2.132804 1.005181 2.005180

3.374546 2.317415 1.170262 2.171434

Tabla 5.- Datos generales de la isoterma del Cromo.

Gráfico 5.- Isoterma linealizada de adsorción-desorción del Cromo.

Log C R O M O

adsorción S adsorción C desorción S desorción C

1.907035 0.923244 0.643453 1.643453

2.113509 1.336460 0.755875 1.755875

2.165927 1.512284 0.810904 1.810904

2.371936 1.864689 0.869232 0.271609

2.495683 2.217010 1.221675 2.221675

2.599664 2.400797 1.264582 2.264582

1.291591 2.291657

Tabla 6.- Datos generales para la construcción de la isoterma del Cromo.

Gráfico 6.- Isoterma de adsorción-desorción del Manganeso.

Log M A N G A N E S O

adsorción S adsorción C desorción S desorción C

3.034251 0.056905 1.008600 0.008600

3.182897 1.215373 1.934296 0.934498

3.250664 1.632660 2.036948 1.037028

3.289344 1.897077 2.165244 1.165244

3.319938 2.095971 2.188366 1.188366

Tabla 7.- Datos generales para la construcción de la isoterma del Manganeso.

Número progresivo C o n c e p t o : D a t o :

1 Espesor del dominio: 4.00 mts.

2 Definición de mallado: 200 partes.

3 Porosidad del material: 63%

4 Densidad del material: 1.53 grs./cms3

5 Caudal: 0.8 ml./min.

6 pH en material homogéneo: 5.5 cte.

7 Tolerancia en Picard Modificado: 1.e-10

8 Humedad inicial en el dominio: 20%

Tabla 8.- Datos generales del dominio para la simulación de un suelo.

Gráfico 7.- Trazador Adsorción-desorción del Níquel en laboratorio.

Gráfico 8.- Trazador adsorción-desorción del Cromo en laboratorio.

Gráfico 9.- Trazador adsorción-desorción del Manganeso en laboratorio.

Gráfico 10.- Trazador conjunto adsorción-desorción de los contaminantes en laboratorio.

N i q u e l 336.84 mg/L

Tiempo Conc C/Co Va Vp

0 0 0 0 0

15 0 0 12 0.97323601

45 3.8346 0.01138404 36 2.919708029

75 1.9763 0.005867177 60 4.866180049

90 12.7358 0.037809643 72 5.839416058

99 67.9769 0.201807683 79.2 6.423357664

114 131.6734 0.390907849 91.2 7.396593674

129 185.6574 0.551173851 103.2 8.369829684

144 229.3284 0.680822943 115.2 9.343065693

159 255.6578 0.758988837 127.2 10.3163017

174 277.3421 0.823364505 139.2 11.28953771

204 282.8764 0.839794561 163.2 13.23600973

219 283.8624 0.842721767 175.2 14.20924574

234 284.8698 0.845712504 187.2 15.18248175

249 289.8797 0.860585738 199.2 16.15571776

264 288.6483 0.856929996 211.2 17.12895377

279 292.6483 0.868805071 223.2 18.10218978

294 292.8348 0.869358746 235.2 19.07542579

309 290.9876 0.863874837 247.2 20.0486618

324 288.9847 0.85792869 259.2 21.02189781

339 289.7849 0.860304299 271.2 21.99513382

354 295.29 0.876647667 283.2 22.96836983

369 296.1027 0.879060385 295.2 23.94160584

384 297.2743 0.882538594 307.2 24.91484185

399 295.7869 0.878122848 319.2 25.88807786

429 295.3284 0.876761667 343.2 27.83454988

444 295.2747 0.876602244 355.2 28.80778589

459 299.8698 0.890244033 367.2 29.7810219

474 299.7356 0.889845624 379.2 30.75425791

489 299.8936 0.890314689 391.2 31.72749392

504 301.8937 0.896252523 403.2 32.70072993

519 300.1207 0.890988897 415.2 33.67396594

534 299.7849 0.889991984 427.2 34.64720195

549 301.5938 0.89536219 439.2 35.62043796

564 299.9972 0.890622254 451.2 36.59367397

579 302.3482 0.897601829 463.2 37.56690998

594 214.7435 0.63752375 475.2 38.54014599

609 132.8658 0.394447809 487.2 39.513382

624 96.1023 0.285305486 499.2 40.486618

639 69.1528 0.205298658 511.2 41.45985401

654 54.7844 0.162642204 523.2 42.43309002

669 47.9685 0.142407374 535.2 43.40632603

684 40.6265 0.120610676 547.2 44.37956204

699 36.7697 0.109160729 559.2 45.35279805

714 33.2141 0.098604976 571.2 46.32603406

729 29.9789 0.089000416 583.2 47.29927007

744 27.5378 0.081753355 595.2 48.27250608

759 25.7959 0.076582057 607.2 49.24574209

774 22.4725 0.066715651 619.2 50.2189781

804 19.3849 0.057549282 643.2 52.16545012

834 17.4836 0.051904762 667.2 54.11192214

864 14.6831 0.043590726 691.2 56.05839416

894 12.4592 0.036988481 715.2 58.00486618

924 10.5658 0.031367415 739.2 59.9513382

954 8.6285 0.025616019 763.2 61.89781022

984 7.3759 0.02189734 787.2 63.84428224

1014 5.0518 0.014997625 811.2 65.79075426

2131 1.9868 0.005898349 1704.8 138.2643958

Tabla 9.- Datos del trazador del Níquel en laboratorio.

C R O M O 103.00 mg/L

Tiempo Conc C/Co Va Vp

0 0 0 0 0

15 0 0 12 0.97323601

45 0 0 36 2.919708029

75 0 0 60 4.866180049

90 0 0 72 5.839416058

99 0 0 79.2 6.423357664

114 10.7653 0.104517476 91.2 7.396593674

129 22.04327 0.21401233 103.2 8.369829684

144 33.0978 0.321337864 115.2 9.343065693

159 43.1382 0.418817476 127.2 10.3163017

174 59.7369 0.579969903 139.2 11.28953771

204 66.9879 0.650367961 163.2 13.23600973

219 72.6597 0.705433981 175.2 14.20924574

234 75.4592 0.732613592 187.2 15.18248175

249 76.583 0.743524272 199.2 16.15571776

264 79.8796 0.775530097 211.2 17.12895377

279 81.0529 0.786921359 223.2 18.10218978

294 81.9896 0.796015534 235.2 19.07542579

309 83.2411 0.808166019 247.2 20.0486618

324 84.5987 0.821346602 259.2 21.02189781

339 86.6493 0.84125534 271.2 21.99513382

354 85.9389 0.834358252 283.2 22.96836983

369 85.7298 0.832328155 295.2 23.94160584

384 85.5921 0.830991262 307.2 24.91484185

399 86.4967 0.839773786 319.2 25.88807786

429 86.2487 0.837366019 343.2 27.83454988

444 87.8583 0.852993204 355.2 28.80778589

459 89.9467 0.873268932 367.2 29.7810219

474 89.7354 0.871217476 379.2 30.75425791

489 91.0032 0.883526214 391.2 31.72749392

504 91.3571 0.886962136 403.2 32.70072993

519 91.1325 0.884781553 415.2 33.67396594

534 91.6543 0.889847573 427.2 34.64720195

549 92.34589 0.896562039 439.2 35.62043796

564 93.7538 0.910231068 451.2 36.59367397

579 91.0034 0.883528155 463.2 37.56690998

594 88.7288 0.86144466 475.2 38.54014599

609 57.0784 0.554159223 487.2 39.513382

624 47.7265 0.463364078 499.2 40.486618

639 42.0056 0.407821359 511.2 41.45985401

654 35.9547 0.349074757 523.2 42.43309002

669 31.0035 0.301004854 535.2 43.40632603

684 27.7869 0.269775728 547.2 44.37956204

699 24.4657 0.237531068 559.2 45.35279805

714 23.0487 0.223773786 571.2 46.32603406

729 21.2437 0.206249515 583.2 47.29927007

744 19.4365 0.188703883 595.2 48.27250608

759 18.1281 0.176000971 607.2 49.24574209

774 16.1123 0.156430097 619.2 50.2189781

804 13.3297 0.129414563 643.2 52.16545012

834 12.1253 0.117721359 667.2 54.11192214

864 11.432 0.110990291 691.2 56.05839416

894 10.1262 0.098312621 715.2 58.00486618

924 8.9867 0.087249515 739.2 59.9513382

954 0.5857 0.005686408 763.2 61.89781022

984 -0.5857 -0.005686408 787.2 63.84428224

1014 0 0 811.2 65.79075426

2131 0.3348 0.003250485 1704.8 138.2643958

Tabla 10.- Datos del trazador del Cromo de laboratorio.

M a n g a n e s o 419.78 mg/L

Tiempo Conc C/Co Va Vp

0 0 0 0 0

15 0 0 12 0.97323601

45 7.7349 0.01842608 36 2.919708029

75 64.7658 0.154285102 60 4.866180049

90 267.0341 0.636128686 72 5.839416058

99 386.8964 0.921664681 79.2 6.423357664

114 415.2345 0.989171709 91.2 7.396593674

129 415.6543 0.990171757 103.2 8.369829684

144 418.1234 0.996053647 115.2 9.343065693

159 416.5468 0.99229787 127.2 10.3163017

174 414.5472 0.987534423 139.2 11.28953771

204 415.2764 0.989271523 163.2 13.23600973

219 412.7645 0.983287674 175.2 14.20924574

234 407.7885 0.971433846 187.2 15.18248175

249 405.5853 0.966185383 199.2 16.15571776

264 405.6586 0.966359998 211.2 17.12895377

279 403.5446 0.961324027 223.2 18.10218978

294 402.9876 0.959997141 235.2 19.07542579

309 399.9287 0.952710229 247.2 20.0486618

324 402.7647 0.959466149 259.2 21.02189781

339 404.2485 0.963000858 271.2 21.99513382

354 407.1267 0.969857306 283.2 22.96836983

369 405.7386 0.966550574 295.2 23.94160584

384 402.3849 0.958561389 307.2 24.91484185

399 400.9487 0.955140073 319.2 25.88807786

429 404.2393 0.962978941 343.2 27.83454988

444 403.1842 0.960465482 355.2 28.80778589

459 407.9702 0.971866692 367.2 29.7810219

474 406.9876 0.969525942 379.2 30.75425791

489 404.8642 0.964467578 391.2 31.72749392

504 406.6085 0.96862285 403.2 32.70072993

519 406.8791 0.969267473 415.2 33.67396594

534 403.6638 0.961607985 427.2 34.64720195

549 402.5482 0.958950403 439.2 35.62043796

564 398.4679 0.949230311 451.2 36.59367397

579 397.8675 0.947800038 463.2 37.56690998

594 281.3866 0.670319215 475.2 38.54014599

609 169.1924 0.403050169 487.2 39.513382

624 119.9877 0.285834723 499.2 40.486618

639 84.6126 0.201564153 511.2 41.45985401

654 65.4166 0.155835438 523.2 42.43309002

669 53.9839 0.128600457 535.2 43.40632603

684 46.8288 0.111555577 547.2 44.37956204

699 40.8526 0.097319072 559.2 45.35279805

714 35.8393 0.085376388 571.2 46.32603406

729 31.8277 0.075819953 583.2 47.29927007

744 29.7549 0.070882129 595.2 48.27250608

759 26.5243 0.063186193 607.2 49.24574209

774 21.7939 0.051917433 619.2 50.2189781

804 19.5725 0.046625613 643.2 52.16545012

834 16.3189 0.038874887 667.2 54.11192214

864 14.7362 0.035104579 691.2 56.05839416

894 13.3844 0.03188432 715.2 58.00486618

924 11.6438 0.027737863 739.2 59.9513382

954 10.3859 0.024741293 763.2 61.89781022

984 8.0231 0.01911263 787.2 63.84428224

1014 6.6835 0.015921435 811.2 65.79075426

2131 2.5344 0.006037448 1704.8 138.2643958

Tabla 11.- Datos del trazador del Manganeso de laboratorio.

Gráfico 11.- Trazador adsorción-desorción del Níquel simulado.

Gráfico 12.- Trazador adsorción-desorción del Cromo simulado.

Gráfico 13.- Trazador adsorción-desorción del Manganeso simulado.

Gráfico 14.- Trazador conjunto adsorción-desorción de los contaminantes simulados.

N í q u e l 336.84 mg / L

Tiempo Conc C/Co Va Vp

0 0.0000 0.000000000 0.00 0.00000000

15 0.0000 0.000000000 12.00 0.97323601

45 2.1157 0.006281024 36.00 2.91970803

75 0.6971 0.002069529 60.00 4.86618005

90 9.8390 0.029209714 72.00 5.83941606

99 66.7640 0.198206864 79.20 6.42335766

114 129.3400 0.383980525 91.20 7.39659367

129 183.0400 0.543403396 103.20 8.36982968

144 227.8800 0.676522978 115.20 9.34306569

159 253.8000 0.753473459 127.20 10.31630170

174 275.6300 0.818281677 139.20 11.28953771

204 280.7400 0.833452084 163.20 13.23600973

219 282.2400 0.837905237 175.20 14.20924574

234 282.9100 0.839894312 187.20 15.18248175

249 287.7700 0.854322527 199.20 16.15571776

264 287.5900 0.853788149 211.20 17.12895377

279 291.1800 0.864446028 223.20 18.10218978

294 290.6100 0.862753830 235.20 19.07542579

309 289.7800 0.860289752 247.20 20.04866180

324 287.4300 0.853313146 259.20 21.02189781

339 288.4600 0.856370977 271.20 21.99513382

354 295.2900 0.876647667 283.20 22.96836983

369 296.6100 0.880566441 295.20 23.94160584

384 295.8300 0.878250802 307.20 24.91484185

399 293.9000 0.872521078 319.20 25.88807786

429 294.2900 0.873678898 343.20 27.83454988

444 295.7000 0.877864862 355.20 28.80778589

459 299.5700 0.889353996 367.20 29.78102190

474 299.6400 0.889561810 379.20 30.75425791

489 298.3600 0.885761786 391.20 31.72749392

504 301.8000 0.895974350 403.20 32.70072993

519 300.1000 0.890927443 415.20 33.67396594

534 298.7400 0.886889918 427.20 34.64720195

549 300.9000 0.893302458 439.20 35.62043796

564 299.2800 0.888493053 451.20 36.59367397

579 299.9500 0.890482128 463.20 37.56690998

594 213.3500 0.633386771 475.20 38.54014599

609 129.5500 0.384603966 487.20 39.51338200

624 94.0830 0.279310652 499.20 40.48661800

639 68.5180 0.203414084 511.20 41.45985401

654 53.8940 0.159998812 523.20 42.43309002

669 45.6750 0.135598504 535.20 43.40632603

684 39.2850 0.116628073 547.20 44.37956204

699 34.6870 0.102977675 559.20 45.35279805

714 31.4790 0.093453865 571.20 46.32603406

729 28.4930 0.084589122 583.20 47.29927007

744 25.9780 0.077122670 595.20 48.27250608

759 24.1920 0.071820449 607.20 49.24574209

774 20.8450 0.061883981 619.20 50.21897810

804 18.0090 0.053464553 643.20 52.16545012

834 16.0230 0.047568579 667.20 54.11192214

864 14.1410 0.041981356 691.20 56.05839416

894 12.9990 0.038591022 715.20 58.00486618

924 11.6510 0.034589122 739.20 59.95133820

954 10.8930 0.032338796 763.20 61.89781022

984 9.8900 0.029361121 787.20 63.84428224

1014 9.0587 0.026893184 811.20 65.79075426

2131 2.3793 0.007063591 1704.80 138.26439578

Tabla 12.- Datos del trazador del Níquel simulado.

C r o m o 103.00 mg / L

Tiempo Conc C/Co Va Vp

0 0.0000 0.000000000 0.00 0.00000000

15 0.0000 0.000000000 12.00 0.97323601

45 0.0000 0.000000000 36.00 2.91970803

75 0.0000 0.000000000 60.00 4.86618005

90 0.0000 0.000000000 72.00 5.83941606

99 0.0000 0.000000000 79.20 6.42335766

114 8.6421 0.083903883 91.20 7.39659367

129 21.2970 0.206766990 103.20 8.36982968

144 32.3940 0.314504854 115.20 9.34306569

159 41.2100 0.400097087 127.20 10.31630170

174 58.2480 0.565514563 139.20 11.28953771

204 66.6500 0.647087379 163.20 13.23600973

219 72.2660 0.701611650 175.20 14.20924574

234 74.0900 0.719320388 187.20 15.18248175

249 76.5830 0.743524272 199.20 16.15571776

264 78.7960 0.765009709 211.20 17.12895377

279 79.9770 0.776475728 223.20 18.10218978

294 80.7430 0.783912621 235.20 19.07542579

309 81.7040 0.793242718 247.20 20.04866180

324 81.8000 0.794174757 259.20 21.02189781

339 84.3390 0.818825243 271.20 21.99513382

354 84.6380 0.821728155 283.20 22.96836983

369 85.0310 0.825543689 295.20 23.94160584

384 84.8510 0.823796117 307.20 24.91484185

399 85.6730 0.831776699 319.20 25.88807786

429 86.0980 0.835902913 343.20 27.83454988

444 87.3560 0.848116505 355.20 28.80778589

459 88.2100 0.856407767 367.20 29.78102190

474 88.1900 0.856213592 379.20 30.75425791

489 89.2930 0.866922330 391.20 31.72749392

504 89.7630 0.871485437 403.20 32.70072993

519 89.2580 0.866582524 415.20 33.67396594

534 89.3750 0.867718447 427.20 34.64720195

549 89.9540 0.873339806 439.20 35.62043796

564 89.8950 0.872766990 451.20 36.59367397

579 90.0000 0.873786408 463.20 37.56690998

594 88.5770 0.859970874 475.20 38.54014599

609 55.8130 0.541873786 487.20 39.51338200

624 46.3490 0.449990291 499.20 40.48661800

639 40.4440 0.392660194 511.20 41.45985401

654 34.4070 0.334048544 523.20 42.43309002

669 29.4170 0.285601942 535.20 43.40632603

684 26.3740 0.256058252 547.20 44.37956204

699 23.4940 0.228097087 559.20 45.35279805

714 21.8400 0.212038835 571.20 46.32603406

729 19.8890 0.193097087 583.20 47.29927007

744 18.3970 0.178611650 595.20 48.27250608

759 16.8660 0.163747573 607.20 49.24574209

774 14.6030 0.141776699 619.20 50.21897810

804 12.9670 0.125893204 643.20 52.16545012

834 11.3050 0.109757282 667.20 54.11192214

864 10.2510 0.099524272 691.20 56.05839416

894 9.2643 0.089944660 715.20 58.00486618

924 8.2811 0.080399029 739.20 59.95133820

954 0.5000 0.004854369 763.20 61.89781022

984 -0.5000 -0.004854369 787.20 63.84428224

1014 0.0000 0.000000000 811.20 65.79075426

2131 0.3122 0.003031068 1704.80 138.26439578

Tabla 13.- Datos del trazador del Cromo simulado.

M a n g a n e s o 419.78 mg / L

Tiempo Conc C/Co Va Vp

0 0.0000 0.000000000 0.00 0.00000000

15 0.0000 0.000000000 12.00 0.97323601

45 2.5509 0.006076754 36.00 2.91970803

75 62.0820 0.147891753 60.00 4.86618005

90 263.8600 0.628567345 72.00 5.83941606

99 383.2800 0.913049693 79.20 6.42335766

114 413.0000 0.983848683 91.20 7.39659367

129 413.0000 0.983848683 103.20 8.36982968

144 415.0000 0.988613083 115.20 9.34306569

159 412.3700 0.982347897 127.20 10.31630170

174 411.1000 0.979322502 139.20 11.28953771

204 414.4400 0.987279051 163.20 13.23600973

219 410.0000 0.976702082 175.20 14.20924574

234 405.8500 0.966815951 187.20 15.18248175

249 403.8300 0.962003907 199.20 16.15571776

264 403.0400 0.960121969 211.20 17.12895377

279 402.4600 0.958740293 223.20 18.10218978

294 402.4500 0.958716471 235.20 19.07542579

309 398.9200 0.950307304 247.20 20.04866180

324 402.4700 0.958764115 259.20 21.02189781

339 404.8500 0.964433751 271.20 21.99513382

354 407.6700 0.971151556 283.20 22.96836983

369 403.8600 0.962075373 295.20 23.94160584

384 400.4900 0.954047358 307.20 24.91484185

399 399.1000 0.950736100 319.20 25.88807786

429 402.9300 0.959859927 343.20 27.83454988

444 402.1200 0.957930344 355.20 28.80778589

459 407.0200 0.969603125 367.20 29.78102190

474 408.1700 0.972342656 379.20 30.75425791

489 403.4200 0.961027205 391.20 31.72749392

504 405.0500 0.964910191 403.20 32.70072993

519 405.9100 0.966958883 415.20 33.67396594

534 402.6800 0.959264377 427.20 34.64720195

549 400.0000 0.952880080 439.20 35.62043796

564 397.1900 0.946186097 451.20 36.59367397

579 396.8500 0.945376149 463.20 37.56690998

594 281.8600 0.671446948 475.20 38.54014599

609 167.9400 0.400066702 487.20 39.51338200

624 118.7000 0.282767164 499.20 40.48661800

639 83.1260 0.198022774 511.20 41.45985401

654 64.1660 0.152856258 523.20 42.43309002

669 53.0390 0.126349516 535.20 43.40632603

684 45.2880 0.107885083 547.20 44.37956204

699 39.5260 0.094158845 559.20 45.35279805

714 35.3320 0.084167897 571.20 46.32603406

729 31.7020 0.075520511 583.20 47.29927007

744 28.5940 0.068116633 595.20 48.27250608

759 25.9980 0.061932441 607.20 49.24574209

774 21.9090 0.052191624 619.20 50.21897810

804 18.7580 0.044685311 643.20 52.16545012

834 16.1950 0.038579732 667.20 54.11192214

864 14.2730 0.034001143 691.20 56.05839416

894 12.7030 0.030261089 715.20 58.00486618

924 11.4480 0.027271428 739.20 59.95133820

954 10.3660 0.024693887 763.20 61.89781022

984 9.1434 0.021781409 787.20 63.84428224

1014 8.1756 0.019475916 811.20 65.79075426

2131 0.8223 0.001958907 1704.80 138.26439578

Tabla 14.- Datos del trazador del Manganeso simulado.

Fotografia 1.- asentamientos urbanos sobre propiedad federal de la C.N.A. de la mojonera 709, 710, 711, 712, 713, 714 del terreno denominado “El Pico de Pájaro”.

Fotografia 2 y 3.- Ecocidio de más de 80 individuos de especies endémicas que se han adaptado a las condiciones de un suelo contaminado con elementos cáusticos.

Fotografías 4 y 5.- Efectos de patolóía del concreto por reacción álcali-agregado en estructuras de concreto dentro del fraccionamiento Las Américas.

Fotografías 6 y 7.- Omisión de franja de amortiguamiento de 50 por 2,700 mtrs.que delimita “El Caracol” de la zona urbana, para decrementar los efectos del viento sobre las partículas volatiles de sodio provocando en la población de Las Américas y sus alrededores graves problemas de salud pública, (neumología, otorrinolaringología, oftalmología, etc.).

Fotografías 8 y 9.- Extracción de álcalis del montículo y mezclado con material de relleno para desplantar viviendas; con lo cual, si alguna zona no se encontraba contaminada con este material, ahora lo está.

Fotografías 10 y 11.- Rellenos incontrolados como base en el desplante de viviendas de la zona urbana de Las Américas y sistema de conducción de aguas pluviales disfuncional ya que no cuenta con recubrimientos, plantilla y pendiente adecuada, generando estancamientos de aguas y generación espontánea de larbas de mosquitos con ello posibles infecciones de dengue y paludismo.

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