Tratamiento de suelos y efluentes mineros mediante materiales
reactivos
Navarro Flores, Andrés1,2
1: Dep. M. Fluidos, ETSEIT, Universidad Politécnica de Cataluña (UPC), Colón 7, 08222-Terrassa. [email protected]
2: Grupo Consolidado de Geología Económica, Ambiental e Hidrología. UB-UPC.
Resumen
Se ha estudiado el empleo de lodos de depuración biológica y MgO como material para la inactivación de suelos contaminados, el tratamiento pasivo de aguas ácidas de mina (AMD) o como constituyentes de barreras "reactivas" permeables (PRB), que tienen por objetivo fundamental interceptar a los contaminantes que se mueven en forma de "pluma " o "penacho" por la zona saturada de un acuífero, creando así un sistema pasivo de control y tratamiento de la contaminación, especialmente en el caso de los metales pesados.
Los ensayos realizados indican que las substancias más móviles (Cd, Cu, Ni, Zn, Pb y Co), lixiviadas a partir de un suelo contaminado por residuos mineros, se inmovilizan casi totalmente. Los mejores resultados se obtienen gracias al empleo de barreras de MgO, llegándose a una retención de Cd, Pb y Zn superior al 90%, y próxima al 80% para Cu, Fe y Ni. La barrera de MgO y fango de depuración obtiene buenos resultados en la retención de Cd, Fe, Pb y Zn, sin embargo favorece la movilización de Cu y Ni. Cuando se analiza el efecto del MgO ante un lixiviado metálico, que simula un drenaje ácido de mina (AMD), con altas concentraciones de As (42.9 mg/L), Cd (78.6 mg/L), Cu (7.9 mg/L), Pb (3.5 mg/L), Se (5.6 mg/L), Sb (2.8 mg/L) y Zn (94.6 mg/L), los mejores resultados se obtienen en la retención de As, Cu, Cd, Pb, Sb y Zn. El empleo del microscopio electrónico de barrido (SEM) y modelos de simulación permiten una mejor comprensión de los fenómenos que se producen en el material reactivo.
Palabras clave: óxido de Mg, materiales reactivos, metales pesados, modelización.
INTRODUCCIÓN
Las actividades mineras ligadas a la explotación de sulfuros, y particularmente las relacionadas con la extracción de pirita (FeS2) pueden ocasionar importantes
problemas ambientales, y provocados por la producción de aguas o “drenajes” ácidos de mina, a causa de la oxidación de la pirita y otros sulfuros metálicos. Dichos fluidos se producen por bombeo o escorrentía superficial en minas activas, y
en minas abandonadas por drenaje de las labores subterráneas a causa del ascenso de niveles piezométricos, o por lixiviación de los residuos producidos (escombreras, tailings, escorias y residuos de fundición), además de la posible escorrentía en cortas a cielo abierto.
El tratamiento de este tipo de efluentes, en el caso de depósitos de residuos mineros, puede ser afrontado gracias al aislamiento del foco de contaminación, mediante la supresión de las reacciones que movilizan a los contaminantes o gracias a tratamientos activos o pasivos (Banks et al., 1997). En cualquier caso, suele ser necesaria la gestión del área fuente de la contaminación, cuando ésta deriva de depósitos incontrolados de residuos mineros, mediante la estabilización de los residuos, y el control y tratamiento de la escorrentía superficial, así como de las aguas subterráneas contaminadas (Blowes et al., 2003).
En muchos casos, el tratamiento de este tipo de efluentes se ha llevado a cabo gracias al empleo de carbonato cálcico, que incrementa el pH de las soluciones, y favorece la eliminación de los metales pesados mediante la adsorción y/o coprecipitación con hidróxidos de Fe y Al (Cravotta y Trahan, 1999; Naft et al., 2002).
En el caso de las aguas subterráneas contaminadas las tareas de descontaminación procuran evitar que la contaminación del agua subterránea alcance niveles inaceptables, contener el penacho de contaminantes disueltos, a veces controlar la fuente de contaminación o restaurar la calidad del agua subterránea hasta unos límites prefijados. La dificultad y el elevado coste económico que suele conllevar la aplicación de las técnicas convencionales como las barreras impermeables y los sistemas de extracción y tratamiento del agua subterránea, favoren la aplicación de las técnicas de carácter pasivo y aplicadas “in situ. Dichas técnicas tienen por objeto prevenir, disminuir y / o tratar las aguas subterráneas contaminadas en las proximidades del foco de contaminación , y mediante el empleo o modificación , en la medida de lo posible, de mecanismos de carácter “natural “, o también mediante la creación de “ambientes geoquímicos” que provoquen reacciones que favorezcan el control o la eliminación de los contaminantes.
Así, para evitar la movilización de los contaminantes desde los depósitos de residuos se pueden instalar capas de materiales reactivos como el carbón activo u otros materiales orgánicos, intercaladas o mezcladas con los residuos mineros. Este tipo de dispositivos se comportan, de hecho, como barreras reactivas superficiales (Blowes et al., 2003).
Para el tratamiento pasivo de la zona saturada se pueden emplear las “Barreras Reactivas Permeables” (PRBs), que son construcciones permanentes, semi-permeables o reemplazables cuyo objetivo fundamental es interceptar a los contaminantes que se mueven en forma de "pluma " o "penacho" por la zona saturada, creando así un sistema pasivo de control y tratamiento de la contaminación. Su aplicación, mediante experiencias "in situ" a contaminantes como el Cr, y los disolventes halogenados ha sido relativamente frecuente (EPA, 1998), habiéndose también demostrado su efectividad para el tratamiento de diversos
metales disueltos en el agua subterránea (Blowes et al., 2000; Naft et al., 2002; Waybrant et al., 2002; Blowes et al., 2003).
Las barreras contienen materiales reactivos que colocados en la dirección del flujo subterráneo pueden prevenir la migración de los contaminantes aguas abajo del foco de contaminación y por tanto minimizar la formación de un penacho (Mc Govern et al., 2002; Vidic and Pohland, 1996, Ludwig et al., 2002). Los materiales empleados en las barreras reactivas deben ser compatibles con el medio subterráneo, es decir, no se deben producir reacciones contraproducentes, o bien productos intermedios de carácter nocivo, o que reaccionen con los contaminantes y produzcan efectos perjudiciales. Por todo ello, el material debe ser adecuadamente caracterizado, debiendo cumplir también otras especificaciones, como la de no interrumpir el flujo subterráneo, presentar una larga duración y ser de bajo coste (Navarro et al., 2003). Las PRBs permiten eliminar metales como: As, Cr(VI), Cd, Cu, Hg, Mn, Ni, U y Zn por reducción con Fe elemental y coprecipitación en fases secundarias (Ahn et al., 2003; Fernández-Sánchez et al., 2004 Wilkin y McNeil, 2003), en condiciones altamente reductoras, que en el caso de volver a ser oxidantes pueden removilizar los metales precipitados (Blowes et al., 2000). Las reacciones de reducción catalizadas por procesos biológicos pueden provocar también, de forma eficiente, la eliminación de los cationes inorgánicos gracias a la reducción directa del catión o mediante la precipitación indirecta resultante de la oxidación o reducción de un anión inorgánico, tal y como sucede de forma natural en suelos contaminados (Navarro et al., 1991). Éste es el caso de la eliminación de Ag, Cd, Co, Cu, Fe, Ni, Pb, y Zn, gracias a su precipitación-coprecipitación en forma de sulfuros. Un ejemplo de aplicación son las PRBs compuestas por materiales como: compost de RSU, virutas de madera y compost vegetal, etc., en las cuales la descomposición de la materia orgánica crea y mantiene un ambiente “anaerobio” que promueve (en un agua subterránea con Fe2+ y SO42- como iones dominantes) el crecimiento de bacterias
heterotróficas sulfato-reductoras. Dichas bacterias obtienen su energía y nutrientes de la oxidación de los compuestos orgánicos de bajo peso molecular empleando los sulfatos como aceptores de electrones, reacción que puede ser expresada de la forma siguiente: 2CH2O + SO4 2- ⇒ 2HCO 3 + H2S
El sulfuro de hidrógeno disuelto y el Fe (II) u otras especies metálicas disueltas e incluso metaloides (As, Cd, Co, Cu, Ni, Pb, Zn), reaccionan y precipitan en forma de sulfuros de la siguiente forma:
Fe2+ + H2S = FeS (s) + 2H+
Ejemplos de este tipo de barreras son las instaladas en Aznalcóllar (Bolzicco et al., 2001) y también en acuíferos costeros de Canadá (Ludwig et al., 2002), con resultados muy diversos. En ese sentido, Blowes et al. (2003) sugieren que el empleo de mezclas que contengan carbono orgánico son, generalmante, las más apropiadas para tratar los drenajes ácidos de mina. La mayor ventaja de las PRBs sobre otros sistemas de tratamiento en relación con las técnicas convencionales está en los
reducidos costes de operación y mantenimiento, y también en la eficiencia del sistema ante dispositivos como el bombeo y tratamiento del agua contaminada. Las desventajas más importantes que presenta el empleo de PRBs se centran en la vida media de las mismas, cuyo valor aproximado es difícil de cuantificar a causa de la complejidad de los fenómenos de precipitación, adsorción y otros de menor entidad que se producen en el interior de las mismas, y que conducen a una reducción del espacio de poro y por tanto de la conductividad hidráulica o a una disminución de la capacidad reactiva del medio. Todo ello implica la necesidad de renovar la barrera al cabo de algunos años (EPA, 1998), o la construcción de la misma mediante técnicas que permitan una fácil extracción del material “gastado” (Day et al., 1999). Las PRBs deben dimensionarse en base a las características del agua subterránea a tratar, su posible variabilidad espacial y temporal y de acuerdo con las características hidráulicas del acuífero (conductividad hidráulica, porosidad y transmisividad, fundamentalmente) y del flujo subterráneo, conociendo de antemano las posibles variaciones estacionales del flujo así como la geometría del acuífero (Amos y Younger, 2003; Navarro y Chimenos, 2002).
En el caso del óxido de magnesio se han realizado diversas experiencias que demuestran la eliminación de metales como el Zn, Cu, Pb y Mn, que precipitan en forma de hidróxidos, hidroxisulfatos y óxidos (Cortina et al., 2003). En el caso de aguas subterráneas contaminadas, ensayos realizados con MgO indican una notable eliminación de Mn, Mo, Al, Pb, Zn y Fe, así como una substancial reducción del contenido en nitratos del agua subterránea (Navarro et al., 2003).
ENSAYOS CON LODOS ORGÁNICOS
El empleo de fangos biológicos de depuración no es infrecuente en el caso de restauración de espacios degradados, fundamentalmente por actividades extractivas, siempre y cuando las condiciones físico-químicas de los fangos sean adecuadas y el pH del suelo no sea demasiado bajo.
En relación directa con la contaminación de suelos afectados por actividades mineras, se ha analizado como posible medida de remediación la construcción de cubiertas a base de fangos de depuradora sobre los “tailings” o residuos de los procesos de flotación (Blenkinsopp et al., 1991), de forma que la oxidación de la materia orgánica contenida en los fangos que constituyen las cubiertas consume todo el oxígeno disponible y detiene la oxidación de los sulfuros y por tanto la producción de metales, teóricamente, movilizables. En ese sentido trabajos posteriores (Ribet et al., 1995) muestran la posibilidad de removilización de los metales asociados a los oxi-hidróxidos de hierro existentes en zonas de vertido de este tipo de residuos, si se producen condiciones reductoras. No obstante, la utilización de materiales orgánicos para minimizar la migración de los contaminantes desde depósitos de residuos, ya inactivos, parece posible (Blowes et al., 2003). Las experiencias realizadas han consistido en un ensayo de lixiviaciónen columna con suelo minero contaminado exclusivamente (referencia), y un ensayo con suelo minero contaminado y una barrera reactiva constituida por fango biológico (90%) y
óxido de magnesio (10%). El suelo contaminado empleado en los ensayos procede del área de Sierra Almagrera y su composición aparece en la tabla nº1.
Elemento Valor medio Ag 27.5 As 265 Ba 49500 Cd 5.8 Cr 84.5 Hg <1 Mo 7.6 Ni 33.5 Pb 1881 Sr 45000 Sb 190 Cu 27.5 Zn 2220
Tabla 1.- Valores geoquímicos medios de los suelos contaminados empleados en los ensayos.
El medio poroso de relleno de la columna, formado por el suelo contaminado, materiales reactivos y materiales inertes de soporte, ocupa una longitud aproximada de 613 mm. Los fluidos procedentes de los distintos ensayos se han analizado mediante ICP-MS (plasma inductivamente acoplado y espectroscopía de masas), con el fin de determinar los siguientes elementos: Li, Na, Mg, Al, Si, K, Ca, Sc, Ti, V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Ga, Ge, As, Se, Br, Sr, Mo, Pd, Ag, Cd, In, Sn, Sb, Te, Cs, Ba, Au, Hg, Tl, Pb, Bi, y U. También se han determinado el pH y la conductividad eléctrica. En relación con la composición química del lodo empleado en la experiencia (tabla 2), cabe señalar la baja concentración de metales pesados.
PARÁMETRO LODO ORGÁNICO LIXIVIADO (μg/L) *
Magnesio 0.94 % 1048 Potasio 0.25 % 174 Calcio 29.99 % 3247 Hierro 1600 ppm 24 Manganeso 67 ppm 1.5 Cadmio < 0.5 ppm 0.33 Cobre 7.0 ppm 6.5 Níquel 17.0 ppm 0.4 Plomo < 5 ppm 236 Antimonio 1.2 ppm 0.12 Mercurio < 1 ppm < 0.2 Cromo 21.0 ppm < 0.5 Arsénico 3.2 ppm 1.89
Tabla 2.- Parámetros analizados del lodo orgánico. Análisis realizados por INAA e ICP-OES. El lixiviado* del lodo se obtuvo con agua destilada, los parámetros se determinaron por MS e ICP-Óptico.
Los resultados obtenidos en los ensayos (fig. 1) indican un buena retención de la mayor parte de los metales movilizables desde el suelo contaminado, como son: Cd, Co, Zn, Pb, Mn y Fe. Por otro lado, substancias como Cu, Ni, K y Na aumentan considerablemente en la experiencia realizada, en el caso del K y Na por elución desde el lodo biológico y Cu y Ni por posible formación de complejos organo-metálicos, aunque ello está todavía en discusión. Los resultados generales obtenidos aparecen en la tabla nº3.
Elemento (μg/L) Concentración en lixiviado (μg/L) Eliminación por lodo orgánico
Cd 23.4-7.9 92.0 % Cu 31.1-14.6 Movilización Fe* 860.0-70.0 89.2 % Ni 29.6-9.0 Movilización Zn 902.2-207.8 90.0 % Pb 298.2-42.2 96.1% Co 11.5-2.9 57.0%
Tabla 3.- Resultados del ensayo de lixiviación (valor máximo y mínimo de concentración en μg/L) y porcentaje de retención de cada elemento en la barrera de lodo ensayada. (*): porcentaje medio de retención.
Elución (L)-Retención lodo
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 0 50 100 150 200 250 tiempo (min) C o n cen tr a c ió n en p p m Zn-L Pb-L Cu-L Zn Pb Cu
Fig. 1.- Evolución de la retención de contaminantes por el lodo biológico. Zn-L: lixiviado, Zn: concentración en el efluente después del tratamiento.
ENSAYOS CON ÓXIDO DE MAGNESIO
El óxido de magnesio utilizado para las pruebas lo suministra la empresa Magnesitas Navarras S.A. y tiene la denominación CALIDAD "L". Su composición se muestra en la tabla 4.
MgO MgO (%) 76,40 CaO (%) 10,53 SiO2 (%) 7,50 Al2O3 (%) 1,20 Fe2O3 (%) 3,12 > 4 mm (%) 6,50 4 – 2 mm (%) 50,00 2 – 1 mm (%) 40,20 1 – 0,5 mm (%) 1,40 < 0,5 mm (%) 1,70 Densidad aparente (g/cm3) 3,02 Pérdidas a 1100ºC 1,25
Tabla 4.- Composición y granulometría del óxido de magnesio empleado en los ensayos.
Los ensayos se han realizado en una columna de idénticas características a la empleada en los realizados con lodo orgánico, y gracias a una bomba dosificadora que suministraba un caudal constante de, aproximadamente, 1.5 L/h, de un fluido sintético con altas concentraciones de As, Cd, Cu, Pb, Se, Sb y Zn (tabla 5).
En la experiencia y durante 300 minutos se tomaron 12 muestras de lixiviado al final de la columna, midiéndose “in situ” la conductividad eléctrica y el pH. Los lixiviados, previamente filtrados a 45 μm, se analizaron en el Servicio de Análisis Químico de la División de Ciencias Experimentales y Matemáticas de la Universidad de Barcelona, mediante ICP-MS (Zn, Pb, Cu, Sb, Cd, Mo, Se y As) e ICP-Óptico (Na, Ca, Mg, K, Sr, Si, Fe y S).
Parámetro Fluido sintético
Conductividad (mScm-1) 6.90 pH 4.70 Si (mg L-1) 32.37 Ca (mg L-1) 5.32 Mg (mg L-1) 8.45 Na (mg L-1) 1513.75 K (mg L-1) < 25.00 SO42- (mg L-1) 272.85 Cu (mg L-1) 7.98 HCO3- (mg L-1) 67.70 Fe (mg L-1) 2.97 Sr (mg L-1) < 2.50 Pb (mg L-1) 3.50 Zn (mg L-1) 94.69 Cd (mg L-1) 78.61 Sb (mg L-1) 2.89 Se (mg L-1) 5.67 As (mg L-1) 42.98
Tabla 5. Composición química del fluido sintético.
Posteriormente y mediante EDS y microscopía electrónica de barrido (SEM) se analizaron los precipitados que aparecieron en el seno del material reactivo.
El valor del pH en las experiencias realizadas se mantuvo entre 14.1 al inicio y alrededor de 12 al final, correlacionándose con altas concentraciones en Ca, atribuibles a la disolución de Ca (OH)2 (Portlandita). La estabilización del pH en
valores próximos a 12 ó inferiores sería indicativo de la disolución de la brucita (Cortina et al., 2003).
Los resultados obtenidos, en cuanto a la eliminación de Zn, Pb y Cu son notables (fig. 2), por cuanto se consiguen eliminaciones que superan el 90%, aún teniendo en cuenta las altas concentraciones metálicas del influente sintético. Asi, las concentraciones de Zn se reducen en el lixiviado a 158.2 μg/L, las de Pb a 563.5 μg/L y las de Cu están por debajo del límite de detección (20 μg/L). Otras substancias como el Sb, Cd, Mo y As presentan en el lixiviado valores inferiores a los límites de detcción: 20, 10, 10 y 50 μg/L, respectivamente.
Retención Zn-Pb-Cu -1000 0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 0 50 100 150 200 250 300 350 tiempo (min) C onc e n tr a c ión ( ppb ) Zn Pb Cu
Fig. 2.- Evolución del Zn, Pb y Cu retenidos por el óxido de magnesio.
En cuanto a los procesos de eliminación de los contaminantes en el medio reactivo, cabe pensar que el principal mecanismo actuante es la precipitación de los metales en forma de hidróxidos, produciéndose las siguientes reacciones:
MgO + H2O = 2OH- + Mg2+
2Mg2+ + 2OH- = Mg (OH)2
Me2+ + 2OH- = Me (OH)2
Donde Me es un metal o elemento traza divalente.
Después de las experiencias de lixiviación se observaron precipitados de color pardo y verdoso, que fueron analizados por SEM-EDS, una vez retirado el material reactivo del interior de la columna. Los agregados cristalinos observados (fig. 3) parecían formar un “tapiz” de cristales de brucita sobre las partículas de MgO, apareciendo como cristales de color claro sobre un fondo gris. Entre dichos agregados cristalinos
también parecen observarse posibles cristales monoclínicos de brochantita e hidróxidos de Zn.
Teniendo en cuenta la composición química de las distintas fases cristalinas detectadas, los análisis por EDS (fig. 4) mostrarían los elementos que intervienen en dichos minerales (salvo el H). Así los análisis indican la presencia de O, Mg, Pb, Cu, Zn, Cr y Cd, elementos que formarían parte de los hidróxidos anteriormente mencionados o que en el caso de los metales podrían haber quedado adsorbidos sobre la brucita.
Fig. 4.- Precipitados de hidróxido de Mg (Brucita) junto con posibles cristales de Brochantita y de hidróxido de Zn.
De hecho, la aplicación del código PHREEQCI a ensayos realizados con aguas subterráneas indica la existencia de fenómenos de precipitación de hidróxidos metálicos y celestina. Dichos resultados obtenidos mediante el módulo de “modelización inversa” del código mencionado muestran la posible precipitación de dolomita, yeso, halita, ferrihidrita, pirita, celestina, brucita e hidróxidos de Pb y Zn (tabla 6).
Moles
FASES M1 M2 M3 M4 M5 M6 M7 M8
Dolomita - - -1.30E-02 -1.22E-02 - - -1.24E-02 -1.22E-02
Yeso -6.10E-04 - -6.10E-04 - -4.01E-04 - -4.01E-04 -
Halita -5.26E-02 -4.58E-02 -5.26E-02 -4.58E-02 -4.81E-02 -4.58E-02 -4.81E-02 -4.58E-02
Fe(OH)3 -1.12E-06 -1.01E-06 -1.12E-06 -1.01E-06 -1.05E-06 -1.01E-06 -1.05E-06 -1.01E-06
Pirita -1.43E-07 -1.35E-07 -1.43E-07 -1.35E-07 -1.38E-07 -1.35E-07 -1.38E-07 -1.35E-07
Celestina -5.99E-06 - -5.99E-06 - - -3.28E-06 - -3.28E-06
Barita 8.41E-07 8.86E-07 8.41E-07 8.86E-07 8.71E-07 8.86E-07 8.71E-07 8.86E-07
Smithsonita 2.15E+01 1.72E+01 2.15E+01 1.72E+01 1.87E+01 1.72E+01 1.87E+01 1.72E+01
Zn(OH)2 -2.15E+01 -1.72E+01 -2.15E+01 -1.72E+01 -1.87E+01 -1.72E+01 -1.87E+01 -1.72E+01
Pb(OH)2 -1.41E-07 -1.30E-07 -1.41E-07 -1.30E-07 -1.34E-07 -1.30E-07 -1.34E-07 -1.30E-07
Calcedonia 2.21E-03 2.22E-03 2.21E-03 2.22E-03 2.22E-03 2.22E-03 2.22E-03 2.22E-03
Mg(OH)2 -1.30E-02 -1.22E-02 - - -1.24E-02 -1.22E-02 - -
Ca(OH)2 2.13E-02 2.08E-02 3.42E-02 3.30E-02 2.09E-02 2.08E-02 3.34E-02 3.30E-02
Tabla 6: Modelos de transferencia de masa simulados con el programa PHREEQCI. Los valores negativos indican precipitación y los positivos disolución.
Por otro lado, el incremento de Si y Ba detectado en los ensayos se interpretaría como una disolución de barita y silicatos presentes en el óxido de magnesio.
CONCLUSIONES
El efecto del biosólido junto con la magnesia (10 % de la barrera en volumen), es la creación de un medio fuertemente alcalino (pH= 9.9-12.7), y reductor, lo que podría favorecer la existencia de procesos de reducción asociados a la oxidación de la materia orgánica y posiblemente de adsorción. En nuestro caso, los resultados son parecidos en cuanto a retención de Cd, Fe, Pb y Zn, pudiéndose atribuir la movilidad del Cu y Ni a la formación de complejos organo-metálicos.
En el caso del óxido de Mg se obtienen excelentes resultados en la eliminación de Zn, Pb y Cu (fig. 2), consiguiéndose eliminaciones que superan el 90%. Así, las concentraciones de Zn se reducen en el lixiviado a 158.2 μg/L, las de Pb a 563.5 μg/L y las de Cu están por debajo del límite de detección (20 μg/L). Otras substancias como el Sb, Cd, Mo y As presentan en el lixiviado valores inferiores a los límites de detección: 20, 10, 10 y 50 μg/L, respectivamente.
Los agregados cristalinos generados durante el ensayo en columna y observados por SEM, forman un “tapiz” de cristales de brucita sobre las partículas de MgO, apareciendo como cristales de color claro sobre un fondo gris. Entre dichos agregados cristalinos también parecen observarse posibles cristales monoclínicos de brochantita e hidróxidos de Zn. Los análisis por EDS (fig. 4) mostrarían los elementos que intervienen en dichos minerales, indicando la presencia de O, Mg, Pb, Cu, Zn, Cr y Cd, y que formarían parte de los hidróxidos anteriormente mencionados o que en el caso de los metales podrían haber quedado adsorbidos sobre la brucita.
La aplicación del código PHREEQCI a ensayos realizados con aguas subterráneas indica la existencia de fenómenos de precipitación de dolomita, yeso, halita, ferrihidrita, pirita, celestina, brucita e hidróxidos de Pb y Zn.
AGRADECIMIENTOS
Este trabajo se ha financiado gracias al proyecto Universidad-Empresa C-5503. El autor agradece al Servicio de Análisis Químico de la División de Ciencias Experimentales y Matemáticas de la Universidad de Barcelona los análisis y determinaciones realizados.
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