MODELACIÓN PARA PREDECIR EL MOVIMIENTO DE DIESEL EN EL ACUÍFERO DE LA ZONA ORIENTE DE LA CIUDAD DE MEXICO

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Texto completo

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INSTITUTO POLITÉCNICO NACIONAL

ESCUELA SUPERIOR DE INGENIERÍA Y ARQUITECTURA UNIDAD ZACATENCO

SECCIÓN DE ESTUDIOS DE POSGRADO E INVESTIGACIÓN

MAESTRIA EN INGENIERÍA CIVIL

MODELACIÓN PARA PREDECIR EL MOVIMIENTO

DE DIESEL EN EL ACUÍFERO DE LA ZONA

ORIENTE DE LA CIUDAD DE MEXICO

REGISTRO SIP: 20070518

BECARIO PIFI

ING. JOSÉ GUADALUPE RODRIGUEZ OLIVARES

DIRECTOR DE PROYECTO

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RESUMEN

Dentro de la ciudad existe una gran cantidad de sitios con riesgo potencial de contaminación al subsuelo, los más comunes son los que derraman hidrocarburos de uso común. Por lo tanto, gasolineras, centrales de autobuses, patios de ferrocarriles, aeropuertos y talleres mecánicos, así como en general las industrias, son sitios de riesgo. Debido a este tipo de problema, es sumamente importante determinar la calidad del agua que está destinada al consumo humano, principalmente la que se encuentra en los mantos acuíferos presentes en el Distrito Federal, por lo que se hace necesario saber si éstas aguas están contaminadas o tienen la calidad para ser distribuidas al ser humano. En la zona oriente del Distrito Federal se detectó el establecimiento de un taller de la ex-ruta 100. Este sitio es de alto riesgo ya que estuvo muchos años operando sin las medidas de prevención ambiental adecuadas, aparte de soportar temblores como el de 1985.

Por lo que, se requirió de obtener información acerca de la ubicación del área de estudio, la estratigrafía, las características climáticas, como son la precipitación, la temperatura; las características geohidrologías como la litografía, las características del acuífero de la zona metropolitana del la ciudad de México, la hidrología; así como el comportamiento hidráulico del acuífero.

Este estudio se enfoca principalmente a los hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP) que se encuentran en el diesel, ya que son componentes altamente tóxicos y cancerígenos. La combustión de combustibles fósiles es la principal fuente de emisiones de HAP, así como de los vertidos del petróleo crudo o refinado. De aquí radica la importancia de tratar y eliminar, en la medida que sea posible, estos compuestos. Los HAP requieren largos periodos de tiempo para su biodegradación, por lo que podrían conllevar una propagación de la contaminación que llegaría a afectar a las aguas subterráneas perjudicando de esta manera el medio ambiente y la salud humana.

En el presente trabajo se realizó una modelación con el programa Modelo para Evaluación de Derrames de Hidrocarburos (HSSM por sus siglas en ingles, The Hydrocarbon Spill Screening Model) para determinar si el acuífero fue contaminado. Primeramente se modelo el movimiento del diesel en la zona vadosa de la zona de estudio con el modulo KOPT, el cual simulo el flujo del hidrocarburo y el transporte de un compuesto químico desde la superficie hasta el nivel freático, posteriormente, se inicia el modulo OILENS, que simula el esparcido radial de la fase del hidrocarburo en el nivel freático y la disolución de un compuesto químico y por ultimo con el modulo HSSM – T, se simulo el transporte en el acuífero de un compuesto químico por medio de puntos de recepción , en los cuales, el modelo calcula la concentración del contaminante en la fase acuosa.

Una vez realizada la simulación se puede ver que el contaminante, es decir, el diesel si llega al nivel freático a un tiempo de 1650 días, para posteriormente esparcirse radialmente y así transportar sus compuestos (benceno, tolueno y o – xileno) a través del agua subterránea.

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Se encontró que las concentraciones máximas que se obtienen de benceno son mucho mayores que la concentración máxima permisible, que se encuentra en la norma oficial mexicana NOM – 127 – SSA1 – 1994, en la cual el límite máximo permisible para el benceno es de 0.01 mg/l.

Para el tolueno, se observo que la concentración máxima encontrada es de 0.7790 mg/l, por arriba del límite máximo permisible de 0.7 mg/l, a una distancia de 2 metros, posteriormente, las concentraciones encontradas son menores a la máxima permisible, por lo que este compuesto no representa un serio problema de contaminación en agua subterráneas.

Para el o – xileno, las concentraciones que se obtienen son menores a la concentración máxima que se establecen en la norma oficial mexicana mencionada anteriormente. Y los tiempos de aparición de este compuesto en las diferentes distancias, son muy altos, por lo que el monitoreo de este compuesto no tiene la misma importancia que para el benceno.

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INTRODUCCION

En la actualidad existe una gran preocupación por la poca cantidad de agua que se encuentra disponible para el consumo humano, así como la contaminación que se produce por las actividades antropogénicas.

Una preocupación constante del ser humano es saber si el agua que consume es de la mejor calidad, por lo que debe ser sumamente cuidadoso de donde la extrae, así como, la ubicación de industrias, ya que su mala ubicación podría causar estragos significativos en los mantos acuíferos existentes, por verter sustancias químicas ya sea de forma accidental y/o intencional.

Anteriormente, en la zona metropolitana del valle de México se ubicaban industrias, gasolineras, estaciones de servicio para el transporte público, muchas veces, sin tener un previo estudio del terreno o sin contar con la tecnología adecuada; debido a esto el presente trabajo se ubica en la estación mencionada anteriormente, la cual se encuentra ubicada en la zona oriente de la ciudad de México, a un costado del aeropuerto internacional de la ciudad de México “Benito Juárez”, el cual se encuentra actualmente clausurado como todas las unidades de dicha ruta. Este contaba con tanques de almacenamiento de diesel, los cuales son construidos con concreto, este debido a los asentamientos propios del terreno, tiende a sufrir fracturas, debido a este problema el diesel se infiltra en el suelo, pudiendo llegar al manto acuífero presente en dicha zona, provocando que este se contamine y no sea útil el agua para el consumo humano.

Los aromáticos en su mayoría generan actividad carcinogénica en humanos y animales, de tal suerte que la presencia de estas sustancias químicas en suelos, y en yacimientos de agua de consumo humano representa un peligro enorme a la salud de quienes tengan contacto con sitios contaminados con hidrocarburos, ya que se trata de sustancias no metabolizables para el individuo, es decir, que el cuerpo humano no las puede degradar, pero tampoco desechar, de modo que son absorbidas principalmente en el tejido adiposo de cualquier organismo (por ser los hidrocarburos solubles en grasa), provocando la mutación de sus células dando como resultado diferentes tipos de cáncer.

Debido a este problema se considero pertinente realizar este estudio para poder predecir el movimiento del diesel y de sus componentes más tóxicos en el subsuelo, para poder establecer si el contaminante afectará al manto acuífero, y así implementar las medidas conducentes ante una posible contaminación de este recurso vital para la población del Distrito Federal.

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HIPOTESIS

Las actividades no industriales como es el caso de gasolineras, centro de autoabasto, talleres mecánicos, entre otros, descargan al suelo volúmenes importantes de hidrocarburos que ponen en riesgo la calidad del suelo y acuíferos. Para el caso particular de la Ciudad de México, es posible que los derrames de diesel al subsuelo originados durante el tiempo de operación de un centro de autoabasto en la zona oriente del distrito federal sean transportados en la zona vadosa hasta llegar al nivel freático y contaminar el acuífero.

Este trabajo planteó los siguientes propósitos específicos:

Predecir si el diesel utilizado en un taller de mantenimiento de autobuses ubicado en la zona oriente del Distrito Federal alcanzará el manto acuífero ubicado en esa zona.

Predecir la pluma de contaminación en el acuífero de diferentes componentes del diesel.

Obtener el perfil de concentraciones de los compuestos simulados; así como las concentraciones máximas de dichos compuestos.

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METODOS Y MATERIALES

El procedimiento metodológico se integró de las siguientes actividades: Recopilación de información de campo y gabinete

Investigación bibliográfica Recopilación cartográfica Descripción del área de estudio

Inventario de fuentes de contaminación del acuífero Visitas de campo: taller de mantenimiento de autobuses

Recopilación y análisis de información oficial: dependencias gubernamentales en materia de agua (CNA); medio ambiente y ordenamiento del gobierno del distrito federal; Petróleos Mexicanos (PEMEX) así como el Instituto Mexicano del Petróleo (IMP).

Definición de los principales compuestos contaminante Definición de las propiedades físicas del suelo Definición de las propiedades físicas del diesel

Definición de los compuestos más contaminantes en el diesel Evaluación de programas

Análisis de los diferentes programas de simulación Selección del programa de simulación a utilizar Análisis de resultados

Perfiles de saturación de diesel en la zona vadosa Perfiles de lente de diesel en el nivel freático Historias de radios de la lente del diesel Masa de contaminantes en lente en Kg.

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RESULTADOS

El software que se utilizó, avalado por la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (USEPA por sus siglas en ingles), fue el denominado Modelo para Evaluación de Derrames de Hidrocarburos (HSSM por sus siglas en ingles, “Hydrocarbon Spill Screening Model”), en cual realiza la simulación en tres diferentes escenarios.

El modelo HSSM se basa en una conceptualización simplificada de un derrame de un líquido de fase no acuosa (NAPL por sus siglas en ingles); estos se subdividen en aquellos que son más densos que el agua, denominados NAPL densos o DNAPL, y aquellos que son menos densos que el agua, los NAPL ligeros o LNAPL.

La figura 1 muestra la geometría supuesta para el modelo HSSM. Dentro del modelo HSSM, el LNAPL sigue una trayectoria unidimensional desde la superficie hasta el nivel freático. Las propiedades del subsuelo se consideran como uniformes. El LNAPL está formado por dos componentes: uno es la fase LNAPL y la otra es el compuesto químico de interés. En el nivel freático el LNAPL se esparce radialmente, lo que implica que el gradiente regional no tiene ningún efecto sobre el flujo del LNAPL. El compuesto químico es transportado por advección y dispersión a puntos múltiples de recepción en el acuífero.

Por ejemplo, el modelo HSSM puede usarse para simular un derrame de gasolina. El benceno podría ser el compuesto químico de interés. Todo el resto de los compuestos químicos que forman la gasolina se tratarían como parte del LNAPL.

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Los primeros dos módulos del modelo HSSM están orientados al flujo y transporte en la zona vadosa del LNAPL. Estos dos son los módulos transporte cinemático de contaminantes aceitosos (KOPT) y OILENS. El KOPT y el OILENS se combinan en un solo código de computadora, HSSM – KO.

Un compuesto químico disuelto en ambos, la fase LNAPL y la del agua, es seguido por KOPT y OILENS, una vez que este compuesto químico alcanza el nivel freático, contamina al acuífero por el contacto con el agua de recarga y por disolución desde la lente de LNAPL. De esta manera, la tercer parte del modelo es el transporte a través del acuífero de un compuesto químico del LNAPL. De acuerdo con el nivel de aproximación empleado en KOPT y OILENS, una selección conveniente es el modelo de estela de fuente transitoria gaussiana (TSGPLUME), que usa una solución analítica de la ecuación de advección – dispersión. El modelo TSGPLUME toma el flujo de masa de disolución desde el modelo OILENS de HSSM – KO y calcula las concentraciones esperadas en una serie de puntos receptores aguas abajo.

Nótese que los nombres KOPT, OILENS y TSGPLUME se refieren a los modelos matemáticos, mientras que HSSM – KO y HSSM – T se refiere a las implementaciones en computadora de los modelos.

La porción del subsuelo cubierta por cada modulo del modelo HSSM se muestra en la figura 2. En el escenario del modelo se introduce la contaminación como un LNAPL que influye desde cerca de la superficie hacia el nivel freático. Esta porción de evento de contaminación es modelado por KOPT y OILENS, como se indica en la figura 2. A través del contacto con la recarga que se infiltra y el agua subterránea, los compuestos químicos del NAPL se disuelven y contaminan el acuífero. Se simula el transporte de un compuesto químico del NAPL por medio del modelo TSGPLUME.

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Figura 2. Esquema del modelo HSSM que muestra el empleo de cada módulo. Modulo transporte cinemático del contaminante aceitoso (KOPT)

Para situaciones donde el NAPL se libera sobre un área relativamente grande, el flujo real es aproximadamente grande, el flujo real es aproximadamente uni – dimensional en el centro. Al tratar el flujo como uni – dimensional, el modelo es conservador, ya que se supone que todo el contaminante se mueve hacia abajo y contribuye a la contaminación del acuífero. En la realidad, algo puede quedarse atrás debido a un entrampamiento por la estratificación o esparcido lateral.

El derrame de la fase LNAPL se simuló para la siguiente condición que se muestra en la figura 3:

Es la especificación de una profundidad constante de encharcamiento con LNAPL para una cierta duración. Este caso representa un tanque con una fuga lenta o un tanque con fugas dentro de un terraplén. En cualquiera de estas situaciones, se estima o se conoce la profundidad de encharcamiento del NAPL, por lo que el encharcamiento para abruptamente a cero al final del periodo de encharcamiento.

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Se supone que el flujo de la fase LNAPL ocurre dentro del suelo que contiene una cantidad uniforme de agua. En el modelo KOPT (Kinematic Oily Pollutant Transport), la cantidad de cada fluido se expresa como saturación, S, que se define como la fracción del espacio poroso llenada por un fluido determinado. La saturación de agua corresponde al valor promedio de la velocidad de recarga anual o una saturación especificada de agua.

Modulo OILENS

Si se descarga un volumen suficientemente grande de hidrocarburo, entonces el LNAPL alcanza el nivel freático. El modulo OILENS simula el esparcido radial de la fase del LNAPL en el nivel freático y la disolución del compuesto químico. Si se dispone de suficiente carga, se desplaza del nivel freático hacia abajo; se inicia el esparcido lateral, y la porción de OILENS del modelo arranca. El modulo OILENS se basa en tres aproximaciones importantes. Primero, el esparcido del LNAPL es puramente radial, lo que implica que la inclinación del nivel freático regional es pequeña, suficiente para ser insignificante para el movimiento de la lente. En segundo lugar, el espesor se determina únicamente por la flotación. En tercer lugar, se supone que el flujo es horizontal y que el gradiente se aproxima a la variación de la carga dividida entre la distancia horizontal.

Estas tres suposiciones conducen a una formulación eficiente del modelo, lo que se refleja en sus requerimientos computacionales bajos.

Ambos, el espesor de la lente en la formación y el radio de la lente aumentan durante la fase inicial de esparcido. La altura de la lente depende de la densidad y viscosidad de la fase LNAPL, las características del derrame y la conductividad hidráulica saturada del sistema. Por ejemplo, en un medio poroso determinado, el combustible diesel tendería a formar lentes más altas que la gasolina por su viscosidad elevada. Al principio las lentes crecerán en altura porque el LNAPL entra en la lente a una velocidad más alta que como se mueve radialmente. Luego, después de que declina la velocidad de la fuente, la lente se adelgaza mientras continua esparciéndose lateralmente. El hidrocarburo residual se deja tanto arriba como debajo de la lente que se esparce en forma activa durante este periodo. El espesor calculado por OILENS es un espesor promediado del LNAPL en la formación.

Modulo de estela de fuente transitoria tipo gaussiana

El transporte en el acuífero del compuesto químico se simula por el Modelo de Estela de Fuente Transitoria Tipo Gaussiana (TSGPLUME) que usa una solución analítica bidimensional promediada verticalmente de la ecuación de advección – dispersión.

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Las condiciones de frontera se sitúan en el borde en el sentido hacia aguas abajo del gradiente de la lente y toman la forma de una distribución de concentración tipo gaussiana con el pico directamente en el sentido hacia abajo del centro de la lente (figura 4). La concentración pico de la distribución gaussiana se ajusta a través del tiempo de manera que el flujo de masa simulado desde la lente se iguala con el que entra al acuífero.

Figura 4. Configuración de la fuente tipo gaussiana usada en TSGPLUME.

Aunque el modelo del acuífero sea bidimensional en el plano horizontal, no es necesario ni se supone de antemano el mezclado del compuesto químico en el espesor del acuífero. El mezclado vertical se representa por la profundidad de penetración de la estela en el acuífero y se calcula a partir de la cantidad de dispersión vertical debajo de la lente mas el flujo advectivo debido a la infiltración a través de la lente, siguiendo el enfoque de Huyakorn et. al. (1982). Si la profundidad de penetración calculada excede el espesor acuífero, entonces la estela penetra totalmente en el acuífero, y el modelo permite la dilución de la estela por recarga difusa. Si la profundidad de penetración es menor que el espesor acuífero, entonces el espesor de la estela se toma como la profundidad de penetración. En este último caso, la recarga simplemente empuja la estela a mayor profundidad y el espesor de penetración permanece constante.

La figura 5 muestra los sistemas de coordenadas para los tres módulos del modelo HSSM. Para los módulos KOPT y OILENS, se supone que la fuente de contaminación es un círculo de radio, Rs, ubicado en la superficie del terreno. El

origen de coordenadas se ubica en el centro de la fuente, X es la dirección hacia aguas abajo, y Y es la dirección horizontal transversal. El eje Z indica hacia abajo de manera que la profundidad es igual al valor de la coordenada Z. En el modulo TSGPLUME, se supone que la fuente de contaminación es un circulo de radio RT,

ubicado sobre el nivel freático. El tamaño de la fuente se toma como un radio calculado en el módulo OILENS. El origen de coordenadas (XT, YT) se localiza en

el extremo de aguas debajo de la fuente de contaminación. La implementación del modelo HSSM – T de TSGPLUME ajusta las coordenadas de X usadas por el modelo HSSM – KO a los valores XT requeridos por TSGPLUME. Las

coordenadas escritas en los archivos de salida y de graficado son las usadas por KOPT y OILENS (X, Y, Z).

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Figura 5. Sistemas de coordenadas para los módulos KOPT, OILENS y TSGPLUME del modelo HSSM.

En el modulo TSGPLUME, se supone que el flujo de agua es uni – dimensional, de manera que la advección del contaminante se simula únicamente en dirección longitudinal (XT) del terreno. Sin embargo, el compuesto puede ser transportado

por dispersión en ambas direcciones longitudinal (XT) y transversal (YT). Como en

muchas soluciones analíticas, se supone que el acuífero es uniforme. El flujo de masa en el acuífero varia con el tiempo, y la variación de la concentración en el punto receptor se determinan por integración de la solución de entrada constante y la distribución del flujo de masa variable en el acuífero.

Los resultados del modulo TSGPLUME son historias de concentración en puntos de recepción especificadas por el usuario. En estos puntos, el modelo calcula la concentración del contaminante en la fase acuosa empezando en el tiempo en el cual la concentración se eleva por primera vez arriba del valor límite (tiempo A en la figura 6). Este tiempo se determina mediante un algoritmo de búsqueda que usa la solución analítica para determina el tiempo más próximo en el que la concentración este arriba del umbral. Típicamente, el valor de umbral se fija en 0.001 mg/l. El cálculo de la concentración en el punto de recepción continúa en intervalos de Δt. El intervalo de tiempo se acorta en el tiempo β a un valor pequeño a fin de registrar la concentración pico. En caso necesario, se acorta el intervalo más aun a fin de asegurarse que se encuentre el pico. Una vez que la concentración sea reducida bajo del pico (tiempo C), se incrementa gradualmente el intervalo de tiempo para volver a ser igual al de Δt original. El cálculo continúa hasta que la concentración descienda bajo del umbral (tiempo D).

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Figura 6. Representación esquemática de la evolución de la concentración según el modulo TSGPLUME

Una vez que se han explicado las bases teóricas del modelo HSSM, se presentan los resultados que se obtuvieron una vez hecha la simulación del movimiento del diesel.

Los primeros parámetros calculados por el modelo HSSM se muestran en la tabla 1.

Tabla 1. Parámetros calculados por HSSM.

Parámetros Diesel

Conductividad sat. vert. de napl (m/d) 0.003709

Área de la fuente (m2) 1.000

Velocidad de Darcy (m/d) 0.00005952

Velocidad de infiltración (m/d) 0.0002052

Flujo de agua (m/d) 0.00000002226

Conductividad max. del petróleo (m/d) 0.0006891

El modelo calculo un factor de retardación para cada compuesto como se presenta a continuación: para el benceno, el factor de retardación fue de 1.54, para el tolueno el factor es de 2.95 y para el O – xileno de 6.39.

El primer resultado grafico que se obtiene del programa HSSM, es la gráfica de perfiles de saturación. Esta gráfica representa la distribución simulada de fluidos en la zona vadosa. La zona achurada a la izquierda representa la supuesta saturación uniforme de agua. Entre la saturación de agua y “1.0" se grafican los perfiles de NAPL. Los perfiles se crean en los tiempos de perfilado que se seleccionaron antes de correr el modelo. Los tiempos de perfilado se muestran sobre la parte inferior derecha de la figura 7.

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En la figura 7, se muestra los perfiles para los tiempos de 60, 100, 300, 500, 700, 900, 1000, 1300, 1500 y 1600 días. Aquí se observa que la profundidad del frente abrupto aumenta muy poco en los primeros 7 periodos de tiempos, llegando a una profundidad aproximada de 0.65 m. El frente de contaminante de diesel en los últimos tres perfiles muestran un considerable aumento en la profundidad, ya que, en el octavo perfil (1300 días) llega hasta los 0.95 m, posteriormente en el noveno perfil (1500 días) la distancia que recorre el diesel con respecto al octavo, aumenta considerablemente llegando hasta una distancia de 1.60 m aproximadamente. A los 1600 días el diesel casi llega al nivel freático con una distancia de 1.80 m.

Debido a estas observaciones, se concluye que el diesel sí llega al nivel freático en un periodo de 1641 días, es decir, 4 años y medio.

Figura 7. Perfiles de saturación de Diesel.

Debido a que el diesel si llega al nivel freático, el programa HSSM genera los siguientes resultados a partir de la aplicación del módulo OILENS. El primero son los perfiles de la lente que se forman en el agua subterránea.

Las graficas de perfiles de la lente (ver figuras de la 8 a la 15) ilustran la configuración de la lente a los tiempos de perfilado seleccionados.

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Las gráficas ilustran la configuración de la lente en la vecindad del nivel freático (eje vertical). El nivel freático está indicado por la línea horizontal. El eje horizontal muestra el radio de la lente que se inicia en la fuente (radio = 0.0) hasta cierta distancia más allá del borde de la lente. Los perfiles de saturación dan la variación en el tiempo de la saturación dentro de esta región. El cuerpo lenticular muestra la configuración del NAPL que se está esparciendo activamente.

El primer perfil que se obtuvo, fue a los 60 días posteriores a los que el diesel alcanzo el nivel freático, como se muestra en la figura 8. En este perfil se observa que el radio del diesel es de 0.57 metros con una profundidad del lente de 2.12 metros y un espesor de la lente de 0.323 metros, esto es, 32 cm de espesor.

Figura 8. Perfiles de lente de Diesel a los 60 días.

Posteriormente en la figura 9, considerando el perfil a los 100 días posteriores a los 1641 que el diesel tardo en llegar al nivel freático, se puede observar que el radio de la lente no ha aumentado considerablemente, no siendo así la profundidad. El radio que se obtuvo en este perfil fue de 0.59 metros, y la profundidad del diesel en el agua subterránea fue de 3.38 metros, con un espesor de 1.82 metros. En este perfil se puede observar un incremento considerable tanto en la profundidad y como en el espesor de la lente, esto es, debido a que el diesel que se está descargando se acumula en la lente como consecuencia de la poca movilidad de este contaminante en el agua subterránea, impidiendo que este se disipe con mayor rapidez. (Price, 2003).

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Figura 9. Perfiles de lente de Diesel a los 100 días.

El siguiente perfil (ver figura 10) se considera a los 300 días, se puede observar que el radio de la lente, con respecto a los anteriores perfiles (figura 8 y 9), no ha aumentado en forma significativa, en este perfil se tiene que el radio que se obtuvo por medio de la simulación fue de 0.68 metros, aumentado casi 10 cm en 200 días, es decir, poco más de medio año.

Por otro lado tenemos la profundidad de la lente que aquí se obtuvo, ha llegado a los 6.85 metros, con su respectivo espesor de 5.9 metros. El aumento en el espesor de la lente se seguirá observando conforme pasa el tiempo, por las razones que se explicaron en la grafica anterior (figura 9).

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Figura 10. Perfiles de lente de Diesel a los 300 días.

Continuando con los perfiles de la lente del diesel, en la figura 11, se observa que a los 500 días, el lente del contaminante en cuestión aumento su radio, llegando a un valor de 0.76 metros; en este perfil, más que poner atención al radio, es importante observar que el diesel se va propagando hacia la zona baja de las aguas subterráneas; aquí se observa que el diesel ha llegado a una profundidad de 8.64 metros, llegando a más de la mitad del espesor del acuífero considerado para esta simulación.

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El siguiente perfil obtenido es a los 700 días (figura 12), el radio del diesel fue de 0.82 metros, con una profundidad del diesel de 9.78 metros y un espesor de 9.33 metros. Se puede observa en esta figura que el diesel que se encontraba en la superficie, empujaba considerablemente al que se encontraba en el nivel freático, provocando que el diesel se introdujera cada vez más hacia el fondo del acuífero.

Figura 12. Perfiles de lente de Diesel a los 700 días.

El siguiente perfil modelado fue a los 1000 días. El radio del diesel en el acuífero fue de 0.91 metros. En este perfil se obtiene una profundidad del contaminante en el nivel freático de 10.89 metros, y un espesor de 10.65 metros.

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Figura 13. Perfiles de lente de Diesel a los 1000 días.

El penúltimo perfil simulado es a los 1300 días, esto es, después de 3 años y medio que el diesel llego al nivel freático. En esta figura 14, se obtuvo que el radio de la lente es de casi 1 metro (0.99 metros). Hasta aquí se pudo observar que en 1240 días el radio de la lente se ha incrementado en 0.42 metros (42 cm).

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Por último se describe en la figura 15, el perfil del radio de diesel a los 1600 días, esto es casi la totalidad de los 10 años de simulación que se contemplaron, la figura muestra que el radio se incremento hasta 1.07 metros, a una profundidad de 12.19 metros, y un espesor de 12.17 metros. Aquí se observa que el diesel casi ocupa en su totalidad el espesor del acuífero de 15 metros, por lo que se espera que el diesel y los componentes principales (como el benceno, tolueno y o – xileno) tengan una dispersión considerable en un periodo largo de tiempo.

Figura 15. Perfiles de lente de Diesel a los 1600 días.

El siguiente resultado que se muestra es la historia de los radios que se formaron durante la simulación.

La historia del radio de la lente del NAPL (diesel) muestra el radio de la lente como una función del tiempo (Figura 16). El radio de la lente aumenta moderadamente conforme el diesel entra a la lente, luego la lente tiende hacia un radio límite. En este punto se grafican los dos componentes, tanto el diesel como el compuesto que se estudia, en este caso fueron el benceno, tolueno y o - xileno.

En la siguiente tabla 2, se muestran la descripción de la lente del diesel y del benceno, tolueno y o – xileno, para los diferentes perfiles de 60, 100, 300, 500, 700 900 1000, 1300, 1500 y 1600 días.

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Tabla 2. Historia de radios del diesel, benceno, tolueno y o – xileno.

Diesel Benceno tolueno O – xileno Tiempo (días) Radio de la lente (m) Radio de la lente (m) Radio de la lente (m) Radio de la lente (m) 60 0.57 0.57 0.57 0.57 100 0.59 0.59 0.59 0.59 300 0.68 0.68 0.68 0.68 500 0.76 0.76 0.76 0.76 700 0.82 0.82 0.82 0.82 900 0.89 0.89 0.89 0.89 1000 0.91 0.91 0.91 0.91 1300 0.99 0.99 0.99 0.99 1500 1.04 1.04 1.04 1.04 1600 1.07 1.07 1.07 1.07

El resultado que arrojo el modelo de acuerdo con la tabla 2, fue que el diesel y los componentes de este siguen la misma trayectoria de los radios, debido a esto, se observa una sola curva en la grafica 16.

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Hasta aquí se observa que los radios del diesel tienden una tendencia asintótica (figura 16), esto es, en un periodo de tiempo determinado, los radios del diesel en el nivel freático no tienden a aumentar considerablemente.

El siguiente resultado del programa HSSM es el balance de masa de la lente del contaminante de NAPL.

El balance de masa de la lente contaminante de NAPL (figura 17) muestra la masa de contaminante contenida dentro de la lente de NAPL como una función del tiempo.

En esta gráfica se puede observar que la lente contiene una masa aproximada a los 100 días de 1 kg, conteniendo a los 325 días una masa de 4.7 kg.

Figura 17. Masa de contaminante en lente en kg.

Por último, mediante la aplicación del módulo HSSM-T, se muestran las historias de concentración de los pozos receptores (Figura 18 (a, b, c)), estas muestran las concentraciones pronosticadas en los puntos receptores seleccionados. Las concentraciones arriba del umbral especificado se grafican como una función del tiempo para cada receptor.

Para la simulación del transporte del benceno, tolueno y o – xileno, se consideraron dos criterios, el primero de ellos es una simulación crítica, debido a que solamente se tomaron en cuenta el transporte por advección – dispersión. En el segundo criterio, aparte de considerar el transporte advectivo – dispersivo, se considero una opción que el programa HSSM contempla, el decaimiento, expresada en el programa como el tiempo de vida media.

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El primer criterio se presenta a continuación obteniéndose los siguientes resultados para los tres compuestos:

Se establecieron 5 pozos de observación para las concentraciones del benceno, tolueno y o – xileno, en los que se puede observar cómo va aumentando la concentración a partir de la concentración umbral de 0.001 mg/l establecida anteriormente, hasta llegar a una concentración máxima para posteriormente declinar hasta una concentración de 0.001 mg/l en un tiempo determinado.

Figura 18(a). Concentración de benceno en los pozos receptores a los 2, 4, 6, 8, 10 y 12 metros.

Con la grafica 18(a) podemos observar que para el pozo a 2 metros de distancia, el tiempo en el que aparece la primera concentración igual a 0.001 mg/l, es de 1084 días (2.97 años) aumentando esta concentración hasta llegar a su concentración máxima de 3.6953 mg/l en un periodo de 10 años.

Al pozo de 4 metros de distancia, la primer concentración de 0.001 mg/l se presenta a los 6439 días (17.6 años), pero la concentración máxima en este punto en comparación al anterior, es casi la mitad, llevándose acabo en un periodo de 51.7 años.

Para los 4 pozos restantes (6, 8, 10 y 12 metros) el tiempo de aparición de la concentración mínima es de 14060 días, 23030 días, 32890 días y 43370 días respectivamente, esto comprende, 38.5 años, 63 años, 90 años y 118.8 años. En la tabla 3(a), se muestran las concentraciones máximas de los diferentes pozos de observación para el primer compuesto.

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Tabla 3(a). Concentración máxima para cada pozo receptor para el benceno RECEPTOR XX (METROS) YY (METROS) TIEMPO (DIAS) TIEMPO (AÑOS) CONCENTRACION (mg/l) 1 2 0 4935 13.5 3.6953 2 4 0 18880 51.7 1.4149 3 6 0 33540 91.89 0.9447 4 8 0 48440 132.7 0.7218 5 10 0 63280 173.4 0.5879 6 12 0 78130 214 0.4974

Se puede observar que en todos los puntos receptores, la concentración estimada sobrepasa por mucho el límite máximo permisible establecido en la norma oficial mexicana NOM – 127 – SSA1 – 1994, que establece como valor máximo 0.01 mg/l.

Al igual que en la simulación de benceno, para el tolueno se obtuvo la gráfica 18(b), la cual nos muestra el historial de concentraciones en los 6 pozos de observación, dispuestos espacialmente cada dos metros uno de otro.

Figura 18(b). Concentración de tolueno en los pozos receptores a los 2, 4, 6, 8, 10 y 12 metros.

En la tabla 3(b), se muestran las concentraciones máximas de los diferentes pozos de observación para el segundo compuesto, es decir, el tolueno.

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Tabla 3(b). Concentración máxima para cada pozo receptor para el tolueno RECEPTOR XX (METROS) YY (METROS) TIEMPO (DIAS) TIEMPO (AÑOS) CONCENTRACION (mg/l) 1 2 0 8463 23.2 0.7790 2 4 0 35220 96.5 0.2954 3 6 0 63440 173.8 0.1971 4 8 0 91790 251.5 0.1505 5 10 0 120200 329.3 0.1226 6 12 0 148700 407.4 0.1037

Como se mostro al principio, el coeficiente de retardo es mayor para el tolueno, por lo que las concentraciones máximas son menores, se encuentran a una distancia menor del punto de inyección y tardan más tiempo en llegar a los pozos de observación.

Esto es, para el primer pozo, el tiempo en el cual se llega a una concentración máxima es de 23.2 años, casi el doble de tiempo con respecto al primer compuesto.

Si consideramos la NOM – 127 – SSA1 – 1994, para el tolueno, esta nos indica que el límite máximo permisible es de 0.7 mg/l, y la concentración estimada máxima rebasa por muy poco la concentración máxima permisible.

Las concentraciones en los pozos de monitoreo subsecuentes, son menores a esta concentración máxima, por lo que no hay un riesgo alarmante para el tolueno. Por último, se presenta la gráfica 18(c) para el o - xileno, en la cual el perfil de concentraciones muestra que las concentraciones máximas que se alcanzan no rebasan el valor máximo permisible de 0.5 mg/l establecida en la NOM – 127 – SSA1 – 1994 y como se observa en la tabla 3(c), pasarán muchos años para que el o – xileno llegue a las distancias fijadas con anterioridad (ver figura 18(c)).

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Figura 18(c). Concentración de o - xileno en los pozos receptores a los 2, 4, 6, 8, 10 y 12 metros.

En la tabla 3(c), se muestran las concentraciones máximas de los diferentes pozos de observación para el o – xileno.

Tabla 3(c). Concentración máxima para cada pozo receptor para el o – xileno.

RECEPTOR XX (METROS) YY (METROS) TIEMPO (DIAS) TIEMPO (AÑOS) CONCENTRACION (mg/l) 1 2 0 17160 47 0.0349 2 4 0 75240 206.1 0.0132 3 6 0 136200 373.2 0.0088 4 8 0 197600 541.4 0.0067 5 10 0 259300 710.4 0.0055 6 12 0 321000 879.5 0.0046

En las tres figuras presentadas anteriormente, no se considero el tiempo de vida media de los compuestos, debido a que estos valores son fuertemente dependientes del sitio, solamente se obtuvieron rangos de esta variable (Charbeneau, 2000), y debido a que esta variable influye en el transporte de los contaminantes, solamente se realizo una modelación que ejemplifique las concentraciones que se obtendrían en los pozos receptores.

A continuación se describen los resultados que se obtuvieron con el segundo criterio de simulación el cual considera exclusivamente al benceno, debido a las altas concentraciones que se obtuvieron y que rebasan por mucho la concentración máxima permisible (NOM – 127 – SSA1 – 1994).

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Figura 18(d). Concentración de benceno en el pozo receptor a los 2 metros considerando el tiempo de vida media.

En la figura 18(d), el perfil de concentración cambia drásticamente con respecto a la modelación con el primer criterio. Como se consideraron las mismas posiciones de los pozos que en las simulaciones anteriores, la única distancia a la que se obtienen concentraciones superiores a 0.001 mg/l es a los dos metros, con una concentración máxima de 0.0757 mg/l en un tiempo de 3290 días (9 años). El tiempo en el que se obtiene la primer concentración de 0.001 mg/l es a los 1257 días (3.44 años), muy próximo al que se obtiene sin considerar el tiempo de vida media (2.97 años), Se observa una gran diferencia en la concentración máxima y la concentración mínima, ya que última se alcanza a los 8043 días (22 años), muy por debajo del tiempo que se obtuvo sin el tiempo de vida media.

Una vez realizada la simulación se puede ver que el contaminante, es decir, el diesel si llega al nivel freático a un tiempo de 1650 días, para posteriormente esparcirse radialmente y así transportar sus compuestos (benceno, tolueno y o – xileno) a través del agua subterránea.

Se encontró que las concentraciones máximas que se obtienen de benceno son mucho mayores que la concentración máxima permisible, que se encuentra en la norma oficial mexicana NOM – 127 – SSA1 – 1994, en la cual el límite máximo permisible para el benceno es de 0.01 mg/l.

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Para el tolueno, se observó que la concentración máxima es de 0.7790 mg/l, que rebasa el límite máximo permisible de 0.7 mg/l, a una distancia de 2 metros, posteriormente, las concentraciones encontradas son menores a la máxima permisible, por lo que este compuesto no representa un serio problema de contaminación en agua subterráneas.

Para el o – xileno, las concentraciones que se obtienen son menores a la concentración máxima de 0.5 mg/l que se establece en la norma oficial mexicana mencionada anteriormente. Y los tiempos de aparición de este compuesto en las diferentes distancias, son muy altos, por lo que el monitoreo de este compuesto no tiene la misma importancia que para el benceno.

Debido a que el tolueno y o – xileno presentan un factor de retardación mayor que él benceno, las concentraciones disminuyen conforme aumentan las distancias, esto es, porque el factor de retardación tiende a disminuir la concentración a lo largo de la trayectoria de flujo.

IMPACTO

La modelación que se realizo en este trabajo es una aproximación del transporte de diesel a través de la zona vadosa y del transporte de benceno, tolueno y o - xileno en el acuífero, por lo que se deben hacer muestreos del agua en la zona de estudio para observar si efectivamente el agua presenta altas concentraciones de benceno o de diesel, para tomar las medidas necesarias que se deberán llevar a cabo en la remediación del suelo y tratamiento del agua subterránea.

Se recomienda realizar una modelación para el benceno, tolueno y o – xileno, considerando el tiempo de vida media real, ya que en este trabajo se obtuvieron de bibliografía los rangos de los tiempos de vida media.

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