Modelación geoquímica del agua subterránea en un sitio de disposición final de residuos sólidos urbanos

 

Groundwater geochemical modeling in an open dump of urban solid wates

 

Francisco Javier GÓMEZ-PUENTES¹*, Jaime Alonso REYES-LÓPEZ¹, Dina L-LÓPEZ² y Salvador BELMONTE-JIMÉNEZ³

 

¹ Instituto de Ingeniería, UABC, Boulevard Benito Juárez y Calle de la Normal S/N, Col. Insurgentes Este, CP 21280, Mexicali, Baja, California, México *Autor responsable; jgomez87@uabc.edu.mx

² Departamento de Ciencias Geológicas, Universidad de Ohio, Athens, Ohio, USA

³ Centro Interdisciplinario de Investigación para el Desarrollo Integral Regional (CIIDIR-Oaxaca). Instituto Politécnico Nacional (IPN)

 

Recibido agosto 2011
aceptado febrero 2012

 

Resumen

Entre las fuentes potenciales de contaminación de aguas subterráneas se encuentra la migración de contaminantes desde sitios no controlados de disposición final de los residuos sólidos urbanos. Uno de estos sitios es el tiradero Vado Carranza, localizado en el Valle de Mexicali, B. C. en el noroeste de México, el cual está en operación desde hace quince años y recibe alrededor de 30 Mg/día de residuos sólidos. Las características de operación de este sitio, entre ellas la disposición y la quema a cielo abierto de los residuos, aunado a la poca profundidad del acuífero de la zona, hacen vulnerables a padecer procesos de contaminación tanto al suelo como al agua subterránea. En esta investigación se llevó a cabo la modelación geoquímica del agua subterránea mediante el programa PHREEQC con el objeto de estimar su evolución geoquímica en el área del tiradero. Para ello se tomaron como base tanto la dirección de flujo así como los parámetros físicos y químicos medidos en la red piezométrica instalada en el acuífero somero. Los resultados de la modelación sugieren como procesos importantes los siguientes: evaporación de agua, intercambio catiónico y adsorción de metales.

Palabras clave: basurero, relleno sanitario, red piezométrica, modelación geoquímica, evaporación.

 

Abstract

Among the potential sources of groundwater pollution are the waste disposal sites that do not meet the operating characteristics to reduce its negative impact. One of these not controlled sites is the Vado Carranza dump, located in the Mexicali Valley, B. C. in northwestern Mexico, which has been in operation for fifteen years and receives about 30 Mg/day of solid wastes. The operation characteristics of this site, including open disposal and burning of wastes and the shallow aquifer in the area, make the soil and groundwater vulnerable to suffer contamination processes. In this research, a geochemical modeling of groundwater was conducted using PHREEQC. The purpose of these simulations was to estimate the geochemical evolution of groundwater in the area of the landfill based on its flow direction and the physical and chemical results obtained from a piezometric network. The modeling results suggest as important processes the following: water evaporation, cation exchange and adsorption of metals coming from the landfill.

Key words: dump, landfill, piezometric network, geochemical modeling, evaporation.

 

INTRODUCCIÓN

En la mayoría de los países en vías de desarrollo, los residuos sólidos continúan disponiéndose a cielo abierto sin la adopción de medidas para disminuir su impacto negativo al ambiente (Israde et al. 2005, Vasanthi et al. 2008). Entre los principales problemas ambientales asociados a estos sitios se encuentran la contaminación de suelo, mantos freáticos, generación de biogás y de partículas aerotransportables así como la proliferación de fauna nociva (Cruz-Rieva et al. 2002). Estos problemas ambientales se amplifican cuando se lleva a cabo la quema a cielo abierto, ya que esto provoca el aumento en la velocidad de degradación de los residuos y con ello la incorporación de contaminantes de diverso tipo en el ambiente. En el caso concreto del agua subterránea, la contaminación de este recurso provocada por lixiviados provenientes de basureros ha sido reconocida ampliamente (Christensen et al. 2001). La migración de contaminantes desde un vertedero de residuos domiciliarios se da con mayor velocidad en zonas ubicadas sobre terrenos con textura arenosa no consolidada observándose efectos del lixiviado de varios cientos de metros (Kimmel y Braids 1975, Palmquist y Sendlein 1975; MacFarlane et al. 1983). En algunos casos el lixiviado contaminante puede causar serios deterioros de la calidad del agua con el subsecuente efecto negativo sobre la salud de las personas que la utilizan, como el caso señalado en los trabajos de Apgar y Satherthwaite (1975). Por lo anterior, resulta indispensable llevar a cabo el monitoreo continuo para evaluar la calidad de este recurso en los sitios de disposición de residuos sólidos, especialmente cuando se trata de acuíferos someros. La realidad de la disposición de los residuos sólidos urbanos (RSU) en el municipio de Mexicali, B. C. es la existencia tanto de basureros oficiales como clandestinos que en general no cumplen con las características de operación señaladas por la normatividad ambiental mexicana (SEMARNAT 2003). Entre estos tiraderos se cuenta con el denominado Vado Carranza, llamado así por su cercanía al sitio con el mismo nombre en el Valle de Mexicali, B. C. En este sitio se llevó a cabo la evaluación de la calidad del agua subterránea así como la modelación química con la finalidad de caracterizar y estimar el comportamiento de los contaminantes y su movimiento. Los resultados del estudio permitirán dar a la población y a las autoridades elementos técnicos para tomar las medidas de control adecuadas y de ser posible la clausura del sitio.

 

MATERIALES Y MÉTODOS

Área de Estudio. El tiradero se localiza en el Valle de Mexicali, B. C. en el noroeste de México, está enclavado dentro del corredor ripario del Río Colorado a una distancia aproximada de un kilómetro (Vado Carranza) de su cauce. Las coordenadas geográficas centrales del basurero Vado Carranza (VC) son 32° 12' 12.9" latitud norte y 115° 09' 19.3" longitud oeste (Fig. 1). El sitio de estudio colinda al norte con varias parcelas de cultivo de riego por inundación siendo el asentamiento humano más cercano el poblado Oviedo Mota. El área de operación aproximada del tiradero es 130 000 m² y en él se disponen alrededor de 30 toneladas de RSU dentro de los que destacan las fracciones de plásticos, residuos orgánicos y metal ferroso. Los residuos dispuestos en el basurero VC provienen de diversos poblados del Valle de Mexicali. En este sitio se lleva a cabo la separación y reciclaje solamente de metales ferrosos y aluminio mientras que el resto de los residuos se quema a cielo abierto. Es importante señalar la poca profundidad del acuífero en la zona para la cual se han observado valores por debajo de los 2 m de profundidad respecto a la superficie sobre todo durante la primera mitad del año (Gómez-Puentes 2010).

Sistema de control. En marzo de 2008 se instaló una red piezométrica en la zona de estudio. Esta red consistió en seis pozos de monitoreo de agua subterránea (NP1-NP6) de 6 m de profundidad en promedio (Fig. 2). La construcción de los piezómetros se realizó mediante tubería PVC de 2 pulgadas (5.08 cm) de diámetro y 6 m de largo. Los tubos fueron perforados en su mitad inferior para permitir el paso del agua subterránea. La ubicación de los pozos de monitoreo se llevó a cabo tomando como referencia los resultados obtenidos a partir de una serie de sondeos eléctricos verticales realizados previamente (Valdez-Carrillo, 2010). Esta red de pozos fue utilizada para determinar las propiedades hidráulicas del acuífero así como para obtener muestras de agua subterránea para su posterior análisis químico.

Muestreo de agua subterránea. Se llevaron a cabo seis campañas de muestreo bimestrales entre abril de 2008 y febrero de 2009. Las muestras fueron colectadas mediante un sistema de vacío tipo manual, purgando los pozos antes de tomar la muestra definitiva de acuerdo con Appelo y Postma (1999). Una vez recuperado el nivel de agua, se procedió a tomar dos muestras por pozo, para cuantificar aniones y cationes, respectivamente. Para la cuantificación de metales las muestras fueron acidificadas a un pH menor a 2 con ácido nítrico concentrado.

Análisis de agua subterránea. Los parámetros fisicoquímicos: pH, sólidos disueltos, conductividad eléctrica, temperatura, oxígeno disuelto y potencial redox se midieron en campo mediante instrumentos portátiles previamente calibrados, mientras que en laboratorio se analizaron los iones Na+, K+, Ca+² y Mg+² (Valdez-Carrillo 2010) y los metales Cu, Cd, Ni, Pb y Zn (Gómez-Puentes 2010). La cuantificación de los aniones, sulfato y cloruro, se llevó a cabo de acuerdo con las normas mexicanas correspondientes (SCFI 1981, 2001), los nitratos se determinaron con base en el método de reducción de cadmio (APHA 2005) y finalmente para la determinación de alcalinidad se empleó un método de titulación potenciómetrica (APHA 2005). En el caso de cationes y metales pesados se empleó la técnica de espectrometría de absorción atómica de acuerdo con la norma mexicana de la materia (SCFI 2001). El balance iónico de cargas de las muestras de agua estuvo por debajo del 10 % y según las curvas de calibrado para cationes y metales pesados el coeficiente de correlación respectivo estuvo por encima de 0.995, obtuviéndose porcentajes de recuperación superiores a 95 % y coeficientes de variación menores al 5 %.

Modelación geoquímica. Con base en los resultados obtenidos se efectuó la modelación de la evolución química del agua subterránea mediante el programa PHREEQC (Parkhust y Appelo 1999). Para ello se tomó en cuenta la dirección del flujo del agua subterránea que fue obtenida a partir de la medición de los niveles estáticos en los pozos previa nivelación de los mismos. En el sitio de estudio el agua subterránea que tiene un flujo en la dirección sureste-noroeste (Valdez-Carrillo 2010). Con base en lo anterior, la modelación se llevó a cabo entre los pozos de monitoreo NP6 y NP2, siendo NP6 el punto de partida. Para cada una de las seis campañas de muestreo se efectuó la modelación correspondiente. Primeramente se realizó la especiación química de las muestras de agua subterránea. En esta etapa se obtuvieron las concentraciones de cada uno de los elementos de interés así como los índices de saturación de las fases minerales. Posteriormente se modeló el proceso evaporativo de agua partiendo de NP6 hasta igualar la concentración de Cl^- existente en NP2. Lo anterior tomando en cuenta la capacidad conservadora del Cl^- de acuerdo con Schoeller (1960). La etapa final del modelado, consistió en igualar el resto de las especies químicas ensayando tres procesos simultáneos: equilibrio de fases, intercambio catiónico y adsorción de metales. En el equilibrio de fases se tomó como base la información proporcionada por la especiación química así como la paragénesis de minerales, es decir, se consideró cuales minerales pueden estar presentes de acuerdo con las características ambientales de la zona (Pough 1988). Con base en la Ley de Henry, para el equilibrio de dióxido de carbono, CO₂(g) y oxígeno, O₂(g) se consideraron los siguientes valores para las presiones parciales: log Pco₂ = -2.3 (0.005 bar) y para log Po₂ = -1.21 (0.06 bar). El proceso de adsorción de metales pesados se ensayó mediante hidróxidos de hierro que constituyen una de las superficies adsorbentes más comunes en suelos y los cuales son empleados por el programa PHREEQC. En la etapa final se siguió un proceso iterativo hasta conseguir la mejor aproximación entre la solución modelada y NP2.

 

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Los procesos geoquímicos ensayados, en las modelaciones realizadas para las diferentes campañas de muestreo, reproducen satisfactoriamente la evolución especial y temporal del agua subterránea en el tiradero Vado Carranza. Para la primera de las campañas de muestreo se requirió modelar la evaporación de 32.4 moles de agua por kilogramo de solución. Este valor está por encima del promedio requerido en el resto de las campañas (26.7 ± 9.2 moles) (cuadro I). Los resultados obtenidos concuerdan con el hecho de que en los meses de noviembre a abril el volumen de agua en el acuífero es mayor tal como lo evidencian los niveles estáticos. En cambio entre los meses de junio y octubre, que son los meses más cálidos en la zona, los niveles estáticos del agua subterránea son más profundos y el contenido de sólidos disueltos es mayor. La campaña que requirió la menor cantidad de moles evaporados de agua para realizar la modelación fue agosto de 2008 con 13.8 moles. Los procesos modelados de intercambio catiónico así como la adsorción de metales permiten una reproducción de la evolución química del agua bastante satisfactoria con porcentajes de error para cationes y metales pesados inferiores al 5 % (cuadro I). Tanto la concentración de la solución modelada como la observada en NP2 sugieren que el ion HCO3^- experimenta un proceso de concentración debido la evaporación del agua, sin embargo, el contenido de HCO₃^- en la solución modelada es inferior al valor de NP2, lo cual a su vez provoca que el pH de la solución modelada sea también inferior (6.8) comparado con el de la muestra real (8.0). Por otro lado, el contenido de N0₃^- en la solución modelada y la real NP2 indican un proceso de concentración que puede atribuirse a la evaporación de agua, sin embargo la concentración de la solución modelada resultó ser mayor que la real. Además, para las modelaciones correspondientes a octubre de 2008 y febrero de 2009, el ion S0₄^-2 presentó el mismo comportamiento que el descrito para el N0₃^-. Este comportamiento en los resultados para los aniones bicarbonato HC0₃^-, nitrato N0₃^- y sulfato S0₄^-2, sugieren la ocurrencia de procesos tales como la reducción tanto de nitratos como de sulfatos debido a la degradación de materia orgánica de los residuos provenientes del basurero tal como se señala en Appelo y Postma (2005). También el proceso de degradación de la materia orgánica se caracteriza por incrementar el contenido de carbono inorgánico (Testay y Koron 2005) lo que se refleja en el incremento tanto de la presión parcial de C0₂ así como de la cantidad de HC0₃^- disuelto en el agua. Este proceso explica las diferencias observadas entre la solución modelada y la solución final NP2 tanto para los aniones señalados como para el pH, ya que éste es dependiente del contenido de HC0₃^- presente en el agua. Por último, en el caso de los metales pesados se obtuvieron resultados satisfactorios para las seis campañas modeladas con los procesos de intercambio catiónico y de adsorción. Los errores y desviación estándar promedio fueron los siguientes: Cu (3.7±3.2 %), Cd (1.3±1.8 %), Pb (2.5±0.9 %) y Zn (0.6±0.7%).

 

CONCLUSIONES

La modelación química realizada pone de manifiesto la importancia de diversos procesos geoquímicos, sobre todo el efecto de la evaporación en el incremento de la concentración de contaminantes a lo largo del flujo de aguas subterráneas someras en zonas desérticas. Los procesos de intercambio iónico y de adsorción reproducen satisfactoriamente la evolución química tanto de cationes como de metales pesados. En el caso de los aniones HCO₃^-, NO₃^- y SO₄^-2, este trabajo hace evidente la trascendencia de los procesos reductores originados dadas las condiciones anóxicas que en general prevalecen en las aguas subterráneas, así como por la degradación de materia orgánica proveniente de los residuos del tiradero. Finalmente, es importante destacar a la modelación geoquímica como una herramienta clave al momento de evaluar la calidad de las aguas subterráneas en sitios destinados a la disposición final de residuos sólidos ya que provee información valiosa para la caracterización, movilidad y destino de contaminantes así como, en caso necesario, seleccionar y planificar la tecnología de remediación correspondiente.

 

AGRADECIMIENTOS

Se agradece al Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología (CONACyT) por su apoyo económico, mediante el otorgamiento de beca de estudios de posgrado, mismo que permitió la realización de la presente investigación.

 

REFERENCIAS

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