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FLUJO Y TRANSPORTE DE CONTAMINANTES A TRAVÉS DE

BARRERAS DE LIMOS PAMPEANOS COMPACTADOS

Franco M. Francisca (1)

, Dr. Ing. Civil

(1) Facultad de Ciencias Exactas, Físicas y Naturales, Universidad Nacional de Córdoba (FCEFyN -

UNC), y Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET).

Dirección: FCEFyN – UNC, Av. Vélez Sarsfield 1611, CP 5016, Córdoba, Argentina

Email: ffrancis@efn.uncor.edu, Tel. ++54-351-5353800 int. 836

RESUMEN

Los suelos de la provincia de Córdoba presentan valores de conductividad hidráulica demasiado

elevados para ser usados como barreras en rellenos sanitarios, aún con una compactación

adecuada. Durante años se ha investigado sobre diferentes posibilidades de mejoramiento o

estabilización de estos suelos con el propósito de lograr condiciones y comportamientos

adecuados para la contención de líquidos residuales y lixiviados que se producen en los rellenos

sanitarios. En general, las mejoras propuestas han consistido en optimizar compactaciones y el

agregado de materiales arcillosos o polímeros sintéticos. Sin embargo, hasta el momento los

trabajos desarrollados dentro del campo de la geotecnia, sólo han concentrado esfuerzos en

estudiar comportamientos mecánicos o hidráulicos de estos suelos. En este trabajo se presentan

las ventajas de considerar la contribución de mecanismos acoplados incluyendo aspectos

mecánicos, hidráulicos, biológicos y químicos. En particular, se demuestra la necesidad de

considerar el flujo de contaminantes a través de una barrera compactada como un mecanismo de

reacción, difusión y advección (RDA). Los principales resultados obtenidos permiten corroborar

que la estimulación microbiana nativa y la incorporación de materiales reactivos puede ser una

alternativa mejoradora para la construcción de barreras de suelo compactado de baja

conductividad hidráulica.

1. INTRODUCCIÓN

El crecimiento poblacional y las actividades industriales desarrolladas por el hombre provocan

que millones de toneladas de residuos municipales e industriales sean arrojados anualmente a la

atmósfera, a las corrientes de aguas y/o enterrados, contaminando el ambiente o el ecosistema.

La industrialización y el crecimiento económico, especialmente el producido a partir del Siglo

XX, dieron como resultado la producción y necesidad de disposición de una gran variedad

residuos. En muchos casos, la disposición final de estas sustancias en el ambiente provoca la

contaminación de los recursos naturales, por lo que se transforman en una problemática

geoambiental de fundamental importancia. Estos contaminantes afectan el ecosistema y

2

eventualmente tienen un impacto adverso en la salud de las personas y en el ambiente en general

(Sharma y Reddy 2004).

Los residuos sólidos urbanos (RSU) representan un gran problema para las ciudades en la

actualidad debido a la cantidad de residuos generados y a la falta de conciencia de la población

sobre la necesidad de una correcta disposición de los mismos para la preservación de los recursos

naturales de una región. En muchos casos existen tratamientos inadecuados de los RSU, quema

indiscriminada en basurales, lixiviados que no reciben ningún tipo de tratamiento, presencia de

animales que se alimentan de los RSU, proliferación de vectores y ejecución de tareas informales

conocidas como “cirujeo”. Junto con esto, se debe mencionar el impacto que estos basurales

producen sobre el paisaje. Ante este panorama resulta de fundamental importancia el estudio de

sistemas de gestión para el tratamiento de los residuos y líquidos lixiviados generados, lo que

define un espacio donde la Ingeniería cuenta con inigualables posibilidades para proveer

soluciones.

La principal preocupación al momento de la construcción de un relleno sanitario es la posible

migración del lixiviado generado a través del subsuelo hacia la zona vadosa, pudiendo

eventualmente alcanzar la napa freática. En la actualidad, esa migración se controla

interponiendo barreras de baja conductividad hidráulica, las cuales consisten usualmente en

múltiples capas de arcilla compactada, filtros granulares y geosintéticos (geomembranas o

revestimientos geosintéticos con arcillas) (Daniel 1993, Petrov y Rowe 1997, Touze-Foltz et al.

2006, Musso et al. 2013). El principal objetivo de una barrera de contención es prevenir o

reducir la migración de contaminantes al ambiente (Figura 1), como así también dirigir los

fluidos propios del residuo hacia una zona de captación. Las barreras inferiores en general son

diseñadas en la actualidad como barreras simples compuestas cuando se trata de un relleno

sanitario de RSU. La Figura 2 muestra las principales capas que componen esta barrera, donde

los espesores y especificaciones técnicas de cada capa dependen de las regulaciones locales.

a) b) Figura 1. Migración de contaminantes al ambiente: a) Sin de barrera de contención; b) Con barrera de

contención.

Residuos

Pluma Contaminante

NF

Agua

Subterránea

Infiltración Externa

Infiltración

Zona no Saturada

Residuos

Pluma Contaminante

NF

Agua

Subterránea

Infiltración Externa

Infiltración

Zona no Saturada

Relleno

Sanitario

NF

Agua

Subterránea

Zona no Saturada

NF

Relleno

Sanitario

NF

Agua

Subterránea

Zona no Saturada

Relleno

Sanitario

NF

Agua

Subterránea

Zona no Saturada

NF

3

El estudio de la conductividad hidráulica del suelo resulta de fundamental importancia ya que la

contribución de la barrera geológica de la barrera inferior de un relleno sanitario (Figura 2) debe

cumplir funciones de contención y aislación de los líquidos y sustancias contaminantes que se

generan en los residuos. Para alcanzar una conductividad hidráulica suficientemente baja, se

utilizan frecuentemente arcillas compactadas o mezclas de arcillas con suelos locales. En

particular, el agregado de una cantidad baja de bentonita (5 a 10% en peso seco) permite obtener

la conductividad hidráulica especificada por la mayoría de las regulaciones internacionales para

la construcción de barreras de impermeabilización (k<10-7

cm/s) (Mitchell y Jaber 1990,

Kayabali 1997, Manasero et al. 2000, Nieva y Francisca 2007). Sin embargo, debido a las

condiciones controladas de laboratorio en las que se realizan los ensayos, rara vez estos

resultados pueden extrapolarse al campo y, menos aún, un ensayo de corta duración puede

considerarse representativo de la variaciones que se produzcan en el tiempo de vida útil de un

relleno sanitario.

Figura 2. Principales capas de una barrera de contención inferior de un relleno sanitario.

Resulta de interés particular poder evaluar no sólo la capacidad de contención de líquidos sino

también analizar el transporte de contaminantes dentro de la capa drenante y la barrera

geológica. Además, también resulta necesario contemplar la posibilidad de que el mismo sea

modificado por posibles mecanismos de interacción fluido-partícula y por la actividad de

microorganismos en los poros del suelo (Singal e Islam 2008, Francisca et al. 2010, Montoro y

Francisca 2011).

2. COMPORTAMIENTO DE LOS LIMOS LOÉSSICOS DEL CENTRO DE

ARGENTINA

Los suelos loéssicos de Argentina constituyen el principal depósito de su tipo en Sudamérica,

cubriendo más de 600.000 km2 de superficie. Estos suelos pueden conservar su estructura

generada al depositarse (loess primario) o sufrir retransporte o alternación in-situ (loess

secundario o loessoides). Los depósitos recientes son principalmente primarios, ML y CL-ML de

4

acuerdo a la clasificación unificada de suelos, mientras que los más antiguos son suelos

arcillosos y limosos subsaturados, CL a CH (Rocca et al. 2006, Rinaldi et al. 2007). Las

principales características y propiedades ingenieriles de los suelos limosos del centro de

Argentina han sido presentados por Reginatto (1970), Rocca et al. (1995), Clariá y Rinaldi

(1998), Terzariol y Abbona (1999), Francisca (2007) y Rinaldi et al (2007). La Figura 3 muestra

la distribución geográfica de estos sedimentos cuaternarios en Argentina.

Figura 3. Distribución de los limos loéssicos en Argentina. Las flechas indican la dirección predominante de los vientos responsables del transporte eólico.

Estos sedimentos forman parte del paquete sedimentario conocido como “Formación

Pampeana”, el cual se encuentra por encima de un basamento cristalino identificado a distinta

profundidad en distintos lugares, en la ciudad de Córdoba entre 100 y 600 metros bajo el cauce

del Río Suquía (Reginatto 1970). Los sedimentos loéssicos que pertenecen a esta formación

están compuestos predominantemente por partículas limosas depositadas eólicamente durante el

período cuaternario, aunque es posible que a grandes profundidades haya estratos de fines del

terciario.

El paquete sedimentario de la “Formación Pampeana” está compuesto principalmente por loess

primarios y secundarios. Los loess primarios constituyen mantos no estratificados, de distintos

espesores, los secundarios, o limos loessoides depositados por la acción de aguas corrientes o

Océano Pacífico

Océano Atlántico

Brasil

Argentina

5

estancadas, no forman mantos de espesor uniforme siguiendo la forma del relieve, sino que se

acumulan en el fondo de depresiones (Rocca et al. 1995).

El loess que compone la formación Pampeana está formado principalmente por cenizas y vidrios

volcánicos meteorizados y productos de la descomposición de las rocas. Estos suelos presentan

una estructura abierta compuesta por macroporos. La fábrica del suelo se encuentra compuesta

por una fracción granular unidas entre sí a través de materiales cementantes (sales, partículas de

arcilla, carbonatos y silicatos) (Rinaldi et al. 2001, Terzariol 2009).

En el caso del loess, la estabilidad y resistencia de la masa de suelo es altamente dependiente de

la resistencia de las uniones y contactos entre partículas (Francisca y Arrúa 2007). La alteración

de los contactos disminuye la resistencia y aumenta la deformabilidad de la masa de suelo

(Redolfi 1980). Esta falla local en los contactos entre granos produce un desmoronamiento o

colapso de la estructura del loess.

Usualmente se atribuye el colapso a dos factores: a) un incremento en el estado tensional, en

donde las tensiones entre partículas exceden la resistencia de los contactos, y b) una disminución

de la resistencia de los contactos debido a la saturación del suelo, el cual solubiliza las uniones

salinas y produce expansión de los puentes de arcilla. La ruptura de los vínculos entre partículas,

la disolución de sales e hidratación de los puentes de arcilla producen un aumento notable en la

deformabilidad del suelo (Reginatto y Ferrero 1973, Moll y Rocca 1991). Este fenómeno se

manifiesta en una disminución notable de la rigidez y del módulo de deformación del mismo

(Zeballos et al. 1999).

En general, en los proyectos de ingeniería geotécnica y geotecnia ambiental relacionados con la

construcción de barreras de suelo compactado, se utiliza siempre por cuestiones económicas los

materiales locales. Es frecuente encontrar entonces que las barreras de suelos compactadas sean

construidas con limos loéssicos, a pesar de que en muchos casos no permite alcanzar valores de

conductividad hidráulica adecuados, aún en estado compactado. Debido a ello, se requiere

estabilizar el suelo mediante la adición de bentonita (Francisca et al. 1998, Nieva y Francisca

2007).

Existen numerosos factores que controlan y/o afectan la conductividad hidráulica. Estos en

general están relacionados con propiedades intrínsecas del suelo, tales como porosidad, densidad

aparente, grado de saturación, tamaño de partícula, estructura, etc. (Mitchell y Soga 2005). La

Figura 4 muestra el efecto de la energía de compactación y la humedad de amasado en la

conductividad hidráulica de los limos loéssicos, mientras que la Figura 5 presenta resultados

experimentales que muestran la influencia de la estructura del suelo y la compactación relativa

en la conductividad hidráulica.

6

Figura 4. Influencia de la energía de compactación y humedad de amasado en la conductividad hidráulica de los limos loéssicos de Argentina

Figura 5. Influencia de la micro estructura del suelo y compactación relativa en la conductividad hidráulica de los limo loéssicos de Argentina.

7

Para que los suelos loéssicos puedan ser considerados aptos para la construcción de una barrera

inferior en un relleno sanitario deben alcanzar una conductividad hidráulica inferior 1 x 10-7

cm/s. Esta valor debe alcanzarse independiene mente que se trate de un suelo natural compacado

o mezclado con arcillas. En la Figura 6 se muestra el histograma de conductividades hidráulicas

de los limos loéssicos compactados estabilizados con bentonita y permeados con agua

deionizada. En el eje horizontal se muestran los valores del logaritmo de la conductividad

hidráulica y en los ejes verticales el % acumulado y las frecuencias. Estos resultados demuestran

que sólo el 22,5 % de los limos loéssicos compactados tendrían un valor de conductividad

hidráulica igual o inferior a 1 x 10-7

cm/s. Para el caso de las muestras compactadas y

estabilizadas con bentonita este porcentaje asciende al 71,8 % (se logra llegar al 99% si sólo se

consideran mezclas de limo con un contenido de bentonita mayor a 6% y muy buenas

condiciones de compactación). Se puede ver a partir de esta comparación la ventaja incorporar

bentonita en los limos loéssicos para lograr conductividades hidráulicas menores a lo establecido

como límite por la normativa internacional para las barreras inferiores en los rellenos sanitarios.

Figura 6. Comparación de histogramas del logaritmo de la conductividad hidráulica, para el caso de los limos compactados y mezclas compactadas de limo-bentonita.

Sin embargo, no sólo la estructura porosa o esqueleto del suelo y la naturaleza del fluido son

relevantes sino también debe prestarse atención a las interacciones posibles entre ambos ya que

en muchos casos puede ser el fenómeno que controle el desplazamiento de los fluidos dentro de

los poros (Mitchell y Soga 2005). Este último caso resulta de fundamental importancia cuando el

suelo contiene porcentajes de arcilla significativos, en particular si se trata de minerales con alta

superficie específica como en el caso de las bentonitas, o si se incorpora algún material reactivo

capaz de modificar el estado del contaminante disuelto (e.g. adsorberlo, transformarlo,

precipitarlo, degradarlo, secuestrarlo, etc.).

0

2

4

6

8

10

12

14

16

-8-7,5-7-6,5-6-5,5-50

20

40

60

80

100LimoLimo-bent.LimoLimo-bent.

% A

cum

ula

do

Fre

cuen

cia

Log (k)

8

3. TRANSPORTE DE CONTAMINANTES EN SUELOS LOÉSSICOS

3.1 Flujo de líquido

El flujo de líquidos a través de un medio porosos está gobernado por la ley de Darcy, la cual

relaciona la velocidad de Darcy o caudal específico (v) con el gradiente hidráulico (ih) mediante la

conductividad hidráulica (k), de la siguiente manera:

i

(1)

Donde H es la altura de presión total y x es la longitud del camino de flujo. Por otro lado, la

conductividad hidráulica se encuentra íntimamente relacionada con las propiedades de los suelos

y los fluidos permeantes, y existen varias ecuaciones que explican dicha relación; entre ellas se

destaca la ecuación teórica de Kozeny-Carman:

(2)

Donde p es el peso unitario del permeante, μ la viscosidad del permeante, k0 un factor de forma

de los poros, Tm es la tortuosidad de flujo, S0 es la superficie mojada por volumen unitario de

partículas, e es la relación de vacíos y S es el grado de saturación del suelo.

En la literatura, en general se considera que la ecuación de Kozeny-Carman es aplicable

solamente a suelos de granos gruesos (tamaños superiores a limos). Esta ecuación falla en la

predicción del comportamiento hidráulico de suelos arcilloso debido a las interacciones de tipo

doble capa (fuerzas Coulómbicas) entre las cargas negativas de las caras de las partículas de

arcilla y los cationes en solución (iones de intercambio). Sin embargo hay experiencias

publicadas en las que la ecuación en cuestión es empleada con éxito en la predicción de la

permeabilidad de suelos del tipo de arcillas con la consideración de que la superficie específica

debe ser determinada con mucha precisión (Schaap y Lebron 2001, Chapuis y Aubertin, 2003).

La conductividad hidráulica de los limos loéssicos compactados, permeados tanto con agua

como lixiviado de RSU, muestra un buen ajuste lineal con la función de la relación de vacíos

e3/(1+e), cuya dependencia teórica ha sido demostrada mediante la ecuación de Kozeny-Carman

(Figura 7). Similares relaciones pueden obtenerse para el caso de muestras de limo con distintos

contenidos de bentonita. A partir de estos resultados se puede decir que la ecuación de Kozeny-

Carman representa en forma adecuada la dependencia entre la conductividad hidráulica y la

relación de vacíos para los limos loéssicos compactados. Sin embargo, como puede observarse

muy pocos ensayos arrojaron valores inferiores a 1x10-7

cm/s, en coincidencia con lo mostrado

en las Figuras 5 y 6.

En la Tabla 1 se resumen los principales factores que afectan la conductividad hidráulica de los

suelos.

33

2

0

2

01

1S

e

e

STkk

m

p

9

Figura 7. Influencia de la función de la relación de vacíos en la conductividad hidráulica de los limos compactados.

Tabla 1: Factores que afectan la conductividad hidráulica del suelo (Montoro y Francisca 2011).

Conductividad Hidráulica

Factor Cambio del factor Cambio en k Referencia

Viscosidad

relativa

Gnanapragasam et al. (1995), Jarsjö et

al. (1997)

Relación de

vacíos

Schenning (2004), Muhammad (2004)

Gradiente

hidráulico

Muhammad (2004)

Tipo de

permeámetro N/A

Como máximo un orden de

magnitud

Daniel et al. (1985), Kodikara et al.

(2002), Muhammad (2004)

En los últimos años se han realizado numerosos trabajos determinando la influencia de diferentes

variables la conductividad hidráulica de medios porosos. En términos generales, la conductividad

hidráulica del suelo decrece significativamente con el contenido de finos (Sivapullaiah et al.

2000). En general, cuando la fracción arcillosa es mayor a 5% a 7%, la misma controla el

comportamiento hidráulico del suelo (Santamarina et al. 2001). Por debajo de este contenido de

finos, la fracción granular gruesa y el grado de “bentonificación” son los dos principales factores

que controlan el flujo hidráulico en mezclas de suelo-bentonita (Abichou et al. 2004). Entre

otras contribuciones significativas, merece destacarse el trabajo de Ruhl y Daniel (1997), quienes

determinaron el efecto de la presencia de lixiviado de residuos sólidos en la permeabilidad de

< 1 orden de

magnitud

> 3 órdenes de

magnitud

~ 2 órdenes de

magnitud

~ 1 orden de

magnitud

< 1 orden de

magnitud

< 1 orden de

magnitud

10

barreras de suelo compactado. Jo et al. (2001) determinaron cuál es el efecto de la concentración

iónica, valencia, pH, tamaño del ión hidratado y prehidratación de los suelos con agua y con

otras sustancias químicas en la conductividad hidráulica. Kolstad et al. (2004) realizaron ensayos

para cuantificar las consecuencias de la presencia simultánea de varias especies iónicas en el

fluido permeante. Finalmente, Jo et al. (2005) realizaron ensayos para determinar la influencia

del tiempo de contacto fluido-partícula en la conductividad hidráulica de una barrera.

Cuando los suelos tienen un importante contenido de finos, los fenómenos de interacción con las

moléculas de agua se tornan muy importantes (Mitchell y Soga, 2005). La modificación en la

química de los fluidos dentro de los poros del suelo, puede acarrear un cambio de varios órdenes

de magnitud en los valores de permeabilidad.

La concentración iónica, la valencia de los iones, y el tipo de ion presente generan cambios en

los espesores de las doble capas difusas que se forman alrededor de las partículas finas. Gleason

et al. (1997), Petrov y Rowe (1997), Aringhieri y Giachetti (2001), Lee y Shackelford (2005)

reportan aumentos entre 2 y 5 órdenes de magnitud en la permeabilidad de muestras de

bentonitas sódicas y arenas mezcladas con diferentes porcentajes de bentonita, cuando se cambia

el fluido permeante por soluciones monoiónicas con concentraciones entre 0.25 M y 1 M. Jo et

al. (2001) encontró que la permeabilidad aumenta con la valencia iónica, reportando cambios

más importantes cuando se cambia de valencia +1 a valencia +2 que cuando el cambio es de

valencia +2 a +3, siendo más importante los cambios a medida que se aumenta la concentración

de electrolitos.

Cuando en la solución permeante existe presencia simultánea de más de una especie iónica se

verifica un incremento en la permeabilidad con el aumento de la concentración iónica (Kolstad et

al. 2004, Muhammad 2004). Además, existen evidencias contundentes que demuestran que a

corto plazo, la presencia de altas concentraciones salinas como las encontradas en los líquidos

lixiviados de los RSU provocan aumentos de conductividad hidráulica (Nieva y Francisca 2009),

mientras que a largo plazos otros mecanismos tales como desarrollo microbiano dentro de los

poros del suelo deben ser considerados.

Al desplazarse el agua dentro de los poros del suelo se producen arrastre de iones (flujo

químico). El flujo hidráulico puede además resultar como consecuencia de otro tipo de flujo. Por

ejemplo el flujo eléctrico moviliza iones los cuales poseen agua adsorbida que es también

desplazada provocando un flujo hidráulico. Esta asociación de flujos es conocida como flujos

acoplados o indirectos. Una revisión de los flujos directos y acoplados que tienen lugar en una

masa de suelo puede verse en Mitchell y Soga (2005).

3.2 Flujo químico

Cuando los contaminantes no interactúan con el medio poroso pueden ser transportados por

gradientes de concentración o gradientes hidráulicos. En el primer caso, los contaminantes

disueltos se desplazan del lugar de mayor concentración al de menor concentración dando lugar

11

a la difusión molecular. En el segundo caso, el flujo hidráulico produce el arrastre de iones

disueltos dando lugar al fenómeno denominado advección.

El transporte de masa por unidad de área debido a mecanismos de difusión y advección

unidimensional en un medio homogéneo, isótropo, saturado y que sigue la ley de Darcy puede

calcularse como (Sharma y Reddy 2004):

F ne e ne

(3)

Donde F es la masa total transportada, ne es la porosidad efectiva, ve es la velocidad efectiva, C

es la concentración y DL* es el coeficiente de dispersión hidrodinámico o coeficiente de mezcla.

A partir de la conservación de masa en un volumen elemental se puede demostrar que:

F

ne

t (4)

Donde t es el tiempo. Luego, reemplazando la ecuación (3) en (4) se obtiene la ecuación

diferencial que representa el transporte de iones disueltos en medios porosos, conocida como

modelo de advección-difusión (Ogata 1970, Bear 1972, Freeze y Cherry 1979):

e

t (5)

La ecuación (5) considera que no se producen reacciones en el soluto. En el caso de que dentro

de una barrera ocurran reacciones que alteren las concentraciones iónicas con el tiempo, se debe

introducir en la ecuación diferencial un término adicional que contempla la tasa de producción o

consumo de masa (r), como sigue (Sharma y Reddy 2004):

e

r

ne

t (6)

En el caso de que exista adsorción de iones en la fracción arcillosa del suelo, se produce un

atraso en la percolación y transporte de iones a través de una barrera. Por lo tanto, el tiempo

necesario para que el centro de masa de una pluma contaminante atraviese una barrera aumenta

considerablemente, resultando esto en un retardo en el transporte del contaminante (Carro Pérez

y Francisca 2013).

La Figura 8 presenta la solución de la ecuación diferencial de transporte de masa unidimensional

en medios no reactivos, en medios adsorbentes y cuando ocurre además biodegradación de los

compuestos contaminantes.

12

(a)

(b)

Figura 8: Transporte de masa por una inyección continua en una barrera de suelo compactado. a) Variación en la distancia, b) concentración relativa de contaminantes en el efluente que atraviesa la barrera.

DA=difusión+adveccion, A=adsorción, P=precipitación/biodegradación

3.3 Mecanismos de oclusión

La disminución de la conductividad hidráulica de un suelo a lo largo del tiempo es el resultado

de la obturación de los canales de flujo. Dicho fenómeno puede tener bases físicas, químicas o

biológicas o, más comúnmente, una interacción de todas estas variables. En general es posible

que ocurran diferentes mecanismos de oclusión, siendo la biológica y la física las más

significativas. Dentro de los posibles mecanismos de colmatación, en las barreras de limos

loéssicos compactados permeadas con lixiviados, la colmatación biológica y la precipitación

13

química de carbonato de calcio podrían afectar la conductividad hidráulica. Sin embargo, la

precipitación de carbonatos en general no alcanza a producir cambios significativos de

porosidad.

Los cambios en la conductividad hidráulica producto de una reducción de los vacios disponibles

para el flujo tanto por precipitación de carbonatos como biocolmatación pueden analizarse en

términos de la reducción en la relación de vacíos, de acuerdo a la ecuación teórica de Kozeny-

Carman, de la siguiente manera:

3

0

0

0 1

1

e

e

e

e

k

kkr

f

f

f (7)

Donde kr es la relación de conductividades hidráulicas, k es la conductividad hidráulica, e

representa la relación de acíos y los subíndices “0” y “f” simbolizan los estados inicial y final

(corto y largo plazo), respectivamente. Nótese que ef incluye el efecto de la precipitación

química y/o la biocolmatación.

La oclusión física puede llevarse a cabo de tres maneras: a) debido a una fase sólida, b) debido a

una fase líquida, inmóvil y no miscible, y c) debido a una fase gaseosa. El desplazamiento y

atrapamiento de partículas finas ha sido extensamente estudiado (Mitchell y Jaber 1990, Ng y Lo

2010, Stuyt y Dierickx 2006); mientras que la disminución de los canales de flujo debido a una

fase líquida no miscible o a la formación de burbujas de gas dentro de la matriz sólida ha

adquirido una mayor importancia en los últimos años consecuentemente con el aumento de la

contaminación con sustancias orgánicas (Oberdorfer y Peterson 1985, Kohnle et al. 2002,

Montoro y Francisca 2013).

Dentro de la oclusión química existen dos variables principales a considerar: la composición de

la matriz sólida y la del fluido en contacto con la misma, las cuales llevarán a la disolución o

precipitación de los componentes. Los procesos de colmatación química más estudiados y con

mayores impactos son la precipitación de carbonato de calcio (CaCO3) (van Gulck et al. 2003) y

de óxido férrico (Fe2O3); aunque la precipitación de hidróxidos, sulfatos y sulfuros metálicos ha

adquirido mayor auge en los últimos años (Stuyt et al. 2005).

Ensayos en muestras de limos loéssicos compactados y mezclas de limo-bentonite compactados

mostraron que la conductividad hidráulica de las muestras presentan una dependencia

insignificante con el tiempo, cuando fueron compactadas y permeadas con agua destilada (líneas

continuas en la Figura 9). Por el contrario, las muestras compactadas y permeadas con lixiviado

o soluciones con nutrientes exhibieron una reducción notable de la conductividad hidráulica con

el tiempo de permeado (Figura 9). Francisca y Glatstein (2012) y Glatstein y Francisca (2014)

demostraron que la porosidad inicial de las mezclas compactadas de limo-bentonita tiene una

baja influencia en la conductividad hidráulica luego de 24 meses de ensayo. Además se puede

observar que existe una influencia también pequeña del contenido de bentonita en la

conductividad hidráulica a largo plazo cuando los especímenes son compactados y permeados

con lixiviado y solución de nutrientes. En estos casos, la disminución de la conductividad

14

hidráulica con el tiempo, evaluada a través de la ecuación (7), resultó en una conductividad

hidráulica relativa entre 10-2

y 10-1

. Estos resultados confirman la importancia de las propiedades

físicas, químicas y microbiológicas de los líquidos en la conductividad hidráulica final esperada

para barreras de suelo compactados.

Figura 9: Variación de la conductividad hidráulica con el tiempo de permeado cuando se utiliza agua

destilada (líneas continuas) y lixiviado de RSU (símbolos) como fluidos permeantes.

La presencia de nutrientes (carbono, nitrógeno y fósforo) es en general responsable de la

formación y estimulación del crecimiento de levaduras y colonias bacterianas que bloquean

parcialmente los poros del suelo (Rebata-Landa y Santamarina 2006). La disminución de la

conductividad hidráulica debido a la bioactividad puede relacionarse a la presencia de biofilms y

a los distintos mecanismos asociados de biooclusión controlados por el tamaño relativo de los

microorganismos respecto a los tamaños de los poros y los canales de flujo (Francisca y

Glatstein 2010) (Figura 10).

Figura 10: Interconexión entre partículas a diferentes escales y micrografías de los microorganismos

detectados en el líquido recolectado en los puertos de salida de las muestras ensayadas con lixiviado.

10 m

10 m

30 m

15

Los mecanismos de oclusión biológica (MacLeod et al. 1988, Vandevivere 1995) consisten

principalmente en la adhesión de microorganismos específicos a las partículas del suelo. Luego

de producida la adhesión, el continuo crecimiento y multiplicación celular, conjuntamente con la

excreción de Exopolisacáridos (EPS), generan una envolvente biológica de las partículas del

suelo (conocida también como biofilm) que reduce de manera continua el volumen poral. Sin

embargo, la biocolmatación de los medios granulares no queda completamente explicada por

este modelo, ya que en muchos casos la disminución de la conductividad hidráulica no es

proporcional al aumento de colonias bacterianas o al contenido de materia orgánica en la

muestra. La presencia de bacterias específicas, dependiendo de composición química de los

fluidos percolantes y del medio granular, promovería entonces la precipitación química y

aumentaría la generación de gases dentro de la muestra a través de reacciones biomediadas.

Existen varios modelos teóricos y empíricos que pueden usarse para estimar la influencia de los

microorganismos en la disminución de la conductividad hidráulica (Figura 11). Estos modelos

consideran diferentes mecanismos, los cuales se asocian con la presencia de un crecimiento

uniforme de biofilm (Vandevivere 1995, Seki y Miyazaki 2001, Thullner et al. 2002),

mecanismos de oclusión por agregados celulares (Ives y Pienvichitr 1965, Clement et al. 1996) y

el desarrollo de colonias aisladas en las partículas de suelo (Thullner et al. 2002). En la Figura 11

se muestran los modelos de Vandevivere (1995), Seki y Miyazaki (2001) y Thullner et al. (2002)

implementados por medio del ajuste de mínimos cuadrados, y el modelo de Clement et al.

(1996), el cual no contiene parámetros empíricos o de ajuste. Las tendencias obtenidas muestran

una buena correlación entre los resultados experimentales y los valores predichos con los

modelos de biofilm de crecimiento uniforme. Las menores kf, representadas por vectores de

flujo, se observan a medida que aumenta la fracción de los poros ocupado por la biomasa, debido

a que el biofilm restringía el flujo del líquido dentro de los poros de la barrera de suelo

compactado.

Las reacciones químicas que modifican la conductividad hidráulica pueden resumirse en la

generación biogénica de gases (CH4, CO2, N2 según el ciclo metabólico) y la formación de

sustancias de baja solubilidad (carbonatos, sulfuros, sulfatos, hidróxidos). La formación de estos

últimos promueve la precipitación de compuestos metálicos (MgCO3, CaSO4, ZnS,

(K,Na,NH4)Fe3(SO4)2(OH)6 (jarosita) (Watling 2006), CuS, FeOOH, Cr(OH)3, entre otros). La

Figura 12 muestra la calibración de la ecuación de reacción, advección, difusión a través de una

barrera de suelo compactado en la cual se ha incluido un residuo siderúrgico que debido a la

modificación del pH de la solución produce la precipitación de metales. La figura muestra la

evolución del pH del líquido con el tiempo de permeado y la concentración de metales en el

efluente a la salida de la barrera. Se observa que mientras el pH>8 la concentración de metales a

la salida es nula. Si se satura la capacidad de neutralización acida del material de la barrera

conteniendo el residuo siderúrgico, se produce una repentina liberación de los metales

precipitados al resolubilizarse los mismos, lo cual se manifiesta en el pico de concentración

observado a los 40 años en la simulación mostrada en la Figura 12. El tiempo al cual se satura la

16

capacidad de neutralización de pH de una barrera con residuos siderúrgicos depende del pH al

ingreso de la barrera y del contenido de material reactivo (escoria).

Figura 11. Influencia de la fracción volumétrica de los espacios porales ocupados por microorganismos en la

relación de conductividades hidráulicas (Francisca y Glatstein 2010).

Figura 12: Modelación del transporte de metales en barreras reactivas considerando la precipitación de

metales.

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1000

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

12,0

14,0

0 20 40 60 80 100

C (m

g/L

)

pH

(U

pH

)

Tiempo (días)

pH

pH solubilización

Concentración Metal

Tiempo (años)

17

En la realidad, los mecanismos descriptos precedentemente ocurren naturalmente y

simultáneamente. Al acumularse lixiviado en el fondo de una celda de un relleno sanitario, se

produce flujo de líquido debido al gradiente hidráulico. Al mismo tiempo, el líquido lixiviado

que se acumula presenta importantes concentraciones de diferentes contaminantes, por lo que se

produce desplazamiento de los mismos debido tanto al gradiente de concentración como al

desplazamiento del líquido por el flujo hidráulico. Estos iones en solución interactúan con la

fracción arcillosa de la barrera de suelo compactado, produciéndose intercambios iónicos

resultando en la adsorción de algunos elementos químicos y produciendo un retraso en el

desplazamiento de los mismos. En la barrera se puede incluir, tanto en el filtro granular superior

como mezclado con el suelo-arcilla compactado, distintos materiales capaces de reaccionar con

los contaminantes. Un ejemplo de ello es la incorporación de residuos siderúrgicos en la barrera,

lo cual permitió demostrar mediante experimentos físicos y numéricos que ello favorece

notablemente la retención de iones metálicos debido a la precipitación de los mismos al

incrementar el pH de la barrera y la capacidad de neutralización acida de la misma. Finalmente,

la presencia de microorganismos produce a largo plazo que las colonias de bacterias y biofilms

desarrollados reduzcan el espacio poral disponible para el flujo o desplazamiento de líquido

dentro de la barrera, lo cual contribuye a reducir la conductividad hidráulica mejorando el

comportamiento y seguridad de la barrera.

Si se consideran de manera acoplada los mecanismos de flujo hidráulico, reacciones químicas y

efectos producidos por los microorganismos dentro del suelo es posible lograr nuevos diseños

con mayor seguridad para la construcción de barreras inferiores en rellenos sanitarios. Los

medios porosos no son medios inertes por lo que resulta necesario en la actualidad incorporar en

los análisis de ingeniería geoambiental los mecanismos biológicos que afectan el

comportamiento del suelo (Mitchell y Santamarina 2005, Francisca 2011). La inoculación de

bacterias y levaduras en los líquidos de compactación permitiría reducir significantemente la

conductividad hidráulica de las mezclas de limo-bentonita compactadas. En general se observó

una disminución de la conductividad hidráulica con el tiempo de dos órdenes de magnitud, entre

los especímenes compactados con agua destilada y aquellos compactados con la solución de

nutrientes. La presencia de biomasa en el líquido de compactación disminuyó la conductividad

hidráulica en el largo plazo aún más que lo que disminuyó debido al agregado de bentonita.

Como estos efectos podrían ser reversibles en caso de las condiciones ambientales se constituyan

en un factor limitante para el desarrollo microbiano (Glatstein y Francisca 2014), su contribución

no debería ser considerada en el diseño de barreras aunque proporcione una seguridad adicional.

La adsorción de iones y precipitación de metales también ayuda a mejorar la seguridad de la

barrera, y si bien la adsorción de iones es selectiva y la precipitación/disolución de iones

depende del pH del líquido, es posible evaluar experimentalmente el comportamiento de los

materiales que constituyen la barrera y sus agregados estabilizantes (arcillas, escorias o residuos

siderúrgicos, etc.). Debido a ello, en este último caso si se recomienda incorporar su efecto en los

modelos de transporte de contaminantes. De esta manera, a través de la contribución de la

18

ingeniería geotécnica, la química y la biología resulta posible diseñar en la actualidad barreras

reactivas aislantes para la contención o aislamiento de líquidos lixiviados de menor espesor y

mayor eficacia en la retención de contaminante (Figura 13).

Figura 13: Diseños alternativos de barreras aislantes para rellenos sanitarios considerando sólo

mecanismos de flujo y transporte de contaminantes e incorporando efectos de adsorción, precipitación y

biocolmatación.

AGRADECIMIENTOS

El autor agradece profundamente el soporte recibido por Adriana Velazquez, Matías, Facundo y

Melissa Francisca; a la Facultad de Ciencias Exactas Físicas y Naturales de la Universidad

Nacional de Córdoba (FCEFyN-UNC) y el Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y

Técnicas (CONICET); a los colaboradores del Grupo de Investigación en Medios Porosos y

Flujos Subterráneos (IMPAS) de la FCEFyN-UNC, Dr. Ing. Marcos Montoro, Dr. Ing. Daniel

Glatstein, Dr. Ing. Magalí Carro Pérez, Ing. Gustavo Bogado, Dr. Ing. Pedro Arrúa, Dra. Telma

Musso, Mg. Ing. Pablo Nieva, Mg. Ing. Germán Van de Velde, Ing. Diego López, Ing. Gustavo

Pesca, Lic. Rodrigo Ruiz, Lic. Carolina Boaglio, Mg. Ing. Daniel Panique y Dra. Leticia Tarrab;

a los profesores Dr. Ing Víctor Rinaldi, Dr. Ing. Carlos Santamarina, Mg. Ing. Ricardo Rocca,

Dr. Ing. Emilio Redolfi y Mg. Ing. Roberto Terzariol por sus ricos comentarios que ayudaron a

generar, en distintos momentos, nuevas ideas que permitieron al autor lograr los avances

logrados en estos años; a las agencias que financiaron los trabajos SECyT-UNC, CONICET,

MINCyT-Cordoba, FONCyT y Fundación Hermanos Agustín y Enrique Rocca.

Ingeniería geotécnica + química + biología

Residuos

Filtro y dren

Suelo+arcilla compactada

k < 10-7 cm/s

Terreno Natural

Residuos

Filtro y drenGeomembrana

Suelo+arcilla

compactadak < 10-7 cm/s

Terreno Natural

Residuos

Filtro y drenGeomembrana

Arcilla +

microorganismos+material reactivo

Terreno Natural

Aumenta la seguridad de la barrera

Considera Dispersión + Advección Considera Dispersión + Advección +

Retardo + Biocolmatación

19

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