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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
MODELACIÓN GEOQUÍMICA DEL AGUA SUBTERRÁNEA EN UN SITIO DE DISPOSICIÓN
FINAL DE RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS
Francisco Javier GÓMEZ-PUENTES
1*
, Jaime Alonso REYES-LÓPEZ
1
, Dina L-LÓPEZ
2
y
Salvador BELMONTE-JIMÉNEZ
3
1
Instituto de Ingeniería, UABC, Boulevard Benito Juárez y Calle de la Normal S/N, Col. Insurgentes Este, C.P.
21280, Mexicali, Baja, California, México
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)
*Autor responsable; jgomez87@uabc.edu.mx
(Recibido agosto 2011, aceptado febrero 2012)
Palabras clave: basurero, relleno sanitario, red piezométrica, modelación geoquímica, evaporación
RESUMEN
Entre las fuentes potenciales de contaminación de aguas subterráneas se encuentra la
migración de contaminantes desde sitios no controlados de disposición fnal 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 caracterís-
ticas 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 Fujo 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.
Key words: dump, landfll, piezometric network, geochemical modeling, evaporation
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 ±or f±teen years and receives
about 30 Mg/day of solid wastes. The operation characteristics of this site, including
open disposal and burning o± wastes and the shallow aqui±er 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
Rev. Int. Contam. Ambie. 28 Sup. (1) 125-131, 2012
F.J. Gómez-Puentes
et al.
126
area of the landFll based on its ±ow 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 landFll.
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, Va-
santhi
et al
. 2008).
Entre los principales problemas
ambientales asociados a estos sitios se encuentran
la contaminación de suelo, mantos freáticos, gene-
ración de biogás y de partículas aerotransportables
así como la proliferación de fauna nociva (Cruz-
Rieva
et al.
2002). Estos problemas ambientales
se ampliFcan 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 subte-
rránea, 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 moni-
toreo continuo para evaluar la calidad de este recur-
so 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 oFciales como
clandestinos que en general no cumplen con las
características de operación señaladas por la norma-
tividad 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 Fnalidad de caracterizar y estimar el
comportamiento de los contaminantes y su movi-
miento. 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 kilóme
-
tro (Vado Carranza) de su cauce. Las coordenadas
geográFcas centrales del basurero Vado Carranza
(VC) son
32º 12’ 12.9” latitud norte y 115º 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 m
2
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 sola-
mente 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
superFcie 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 subte-
rránea (NP1-NP6) de 6 m de profundidad en prome-
dio (
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
MODELACIÓN GEOQUÍMICA DE AGUA SUBTERRÁNEA
127
sondeos eléctricos verticales realizados previamente
(Valdez-Carrillo, 2010). Esta red de pozos fue uti-
lizada 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 ma-
nual, purgando los pozos antes de tomar la muestra
defnitiva de acuerdo con Appelo y Postma (1999).
Una vez recuperado el nivel de agua, se procedió a
tomar dos muestras por pozo, para cuantifcar aniones
y cationes, respectivamente. Para la cuantifcación
de metales las muestras Fueron acidifcadas a un pH
menor a 2 con ácido nítrico concentrado.
Análisis de agua subterránea
. Los parámetros
fsicoquímicos: pH, sólidos disueltos, conductividad
eléctrica, temperatura, oxígeno disuelto y potencial
redox se midieron en campo mediante instrumentos
Océano
Pacífico
Estados Unidos de América
México
Golfo
de México
Basurero
Vado Carranza
Baja California
N
Kilómetros
0 12.5 25
50
75
100
S
E
W
Sonora
San Luis, R.C.
Fig. 1.
Localización del área de estudio
Fig. 2 Ubicación de la red piezométrica en el tiradero
Dren agrícola
N
E
W
S
NP2
NP5
Vado Carranza
Poblado
Oviedo Mota
0
100
200
Escala (m)
Área de operación del basurero
Camino de acceso
NP6
NP1
NP4
NP3
Bordo
Dren agrícola
Canal de riego
Bordo
Basurero
Vado Carranza
Río Colorado
1 km
F.J. Gómez-Puentes
et al.
128
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 cuantifcación
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 fnalmente para la determinación de alcalini
-
dad se empleó un método de titulación potencióme-
trica (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 coefciente de correlación respectivo es
-
tuvo por encima de 0.995, obtuviéndose porcentajes
de recuperación superiores a 95 % y coefcientes de
variación menores al 5 %.
Modelación geoquímica
. Con base en los re-
sultados 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 Fujo
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 Fujo 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 ob-
tuvieron las concentraciones de cada uno de los ele-
mentos 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 conservado-
ra del Cl
de acuerdo con Schoeller (1960). La etapa
fnal del modelado, consistió en igualar el resto de
las especies químicas ensayando tres procesos simul-
táneos: 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 caracterís-
ticas ambientales de la zona (Pough 1988). Con base
en la Ley de Henry, para el equilibrio de dióxido de
carbono, CO
2(g)
y oxígeno, O
2(g)
se consideraron los
siguientes valores para las presiones parciales: log
P
CO2
= –2.3 (0.005 bar) y para log P
O2
= –1.21 (0.06
bar). El proceso de adsorción de metales pesados se
ensayó mediante hidróxidos de hierro que constituyen
una de las superfcies adsorbentes más comunes en
suelos y los cuales son empleados por el programa
PHREEQC. En la etapa fnal 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 mo-
delaciones realizadas para las diferentes campañas de
muestreo, reproducen satisfactoriamente la evolución
especial y temporal del agua subterránea en el tirade-
ro 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 ad-
sorción 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 HCO
3
experimenta un proceso
de concentración debido la evaporación del agua,
sin embargo, el contenido de HCO
3
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 NO
3
en la
solución modelada y la real NP2 indican un proceso
de concentración que puede atribuirse a la evapo-
ración 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 SO
4
–2
presentó el mismo comportamiento que el descrito
MODELACIÓN GEOQUÍMICA DE AGUA SUBTERRÁNEA
129
para el NO
3
. Este comportamiento en los resultados
para los aniones bicarbonato HCO
3
, nitrato NO
3
y
sulfato SO
4
–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 refeja
en el incremento tanto de la presión parcial de CO
2
así como de la cantidad de HCO
3
disuelto en el
agua. Este proceso explica las diferencias observadas
entre la solución modelada y la solución Fnal NP2
tanto para los aniones señalados como para el pH, ya
que éste es dependiente del contenido de HCO
3
pre-
sente 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 mani-
Festo la importancia de diversos procesos geoquí
-
micos, sobre todo el efecto de la evaporación en el
incremento de la concentración de contaminantes
a lo largo del fujo de aguas subterráneas someras
en zonas desérticas. Los procesos de intercambio
iónico y de adsorción reproducen satisfactoriamente
CUADRO I.
RESULTADOS DE LA MODELACIÓN QUÍMICA DEL AGUA SUBTERRÁNEA DE NP6 a NP2
1. Modelación del proceso evaporativo de agua en diez etapas
Cantidad de agua evaporada:
H
2
O
(g)
= 32.4 moles por kg de agua (26.7±9.2)
Procesos modelados simultáneamente
2. Equilibrio de fases
3. Intercambio catiónico
Fase
Índice de saturación
Moles
Intercambiador
moles
Calcita
0.0
0
KX
1.5×10
–4
(1.24×10
-4
±6.51×10
–5
)
Dolomita
0.0
0
MgX
2
6.0×10
–3
(3.96×10
-3
±2.48×10
–3
)
CO
2
(g)
–2.3
10
CdX
2
1.4×10
–4
(2.89×10
-5
±6.21×10
–5
)
O
2
(g)
–1.2
10
ZnX
2
4.1×10
–6
(1.37×10
-5
±8.54×10
–6
)
SiO
2
0.0
10
CuX
2
1.1×10
–2
(7.3×10
-3
±7.43×10
–3
)
4. Adsorción de metales
Tipo de superFcie
moles
SuperFcie
Área (m
2
/g)
Masa (g)
Hfo_wOH
0.021
Hfo
600
0.01
5. Comparación química entre la solución modelada y NP2
Parámetro
Solución inicial NP6
Solución modelada
Solución Final
NP2
% Error
HCO
3
1.00×10
–02
7.24×10
–04
9.43×10
–03
88.9 (64.8±13.8)
Ca
2.33×10
–03
4.36×10
–04
4.01×10
–04
5.7 (4.1±3.7)
Cd
2.50×10
–07
5.10×10
–07
5.44×10
–07
4.3 (1.3±1.8)
Cl
9.90×10
–03
2.38×10
–02
2.38×10
–02
0.0 (0.11±0.10)
Cu
7.57×10
–06
7.27×10
–06
7.58×10
–06
2.8 (3.7±3.2)
K
1.28×10
–04
1.62×10
–04
1.62×10
–04
0.0 (2.8±3.6)
Mg
5.98×10
–03
3.53×10
–03
3.69×10
–03
2.8 (4.9±3.7)
NO
3
1.86×10
–04
4.47×10
–04
2.72×10
–04
35.3 (80.7±26.1)
Na
2.36×10
–02
3.49×10
–02
3.47×10
–02
0.4 (3.1±3.6)
SO
4
–2
1.00×10
–02
8.83×10
–03
8.56×10
–03
2.0 (18.8±19.7)
Pb
ND
-
-
(2.5±0.9)
Zn
5.83×10
–07
5.02×10
–07
5.06×10
–07
0.5 (0.6±0.7)
pH
8.0
6.8
8.0
10.5 (2.8±3.9)
Los resultados corresponden a la primera campaña de muestreo (Abril, 2008). Entre paréntesis se presenta el resultado promedio
y la desviación estándar para las seis campañas. Concentración en moles/kg de H
2
O
ND = No detectado. En el caso del plomo que no fue detectado en la primera campaña de muestreo se indica entre paréntesis
el porcentaje de error y desviación estándar para el resto de las campañas modeladas
F.J. Gómez-Puentes
et al.
130
la evolución química tanto de cationes como de
metales pesados. En el caso de los aniones HCO
3
,
NO
3
y SO
4
–2
, este trabajo hace evidente la trascen-
dencia de los procesos reductores originados dadas
las condiciones anóxicas que en general prevalecen
en las aguas subterráneas, así como por la degrada-
ción 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
fnal de residuos sólidos ya que provee inFormación
valiosa para la caracterización, movilidad y destino
de contaminantes así como, en caso necesario, se-
leccionar y planifcar 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.
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