Capítulo 9: Contaminación del agua subterránea

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Contaminación del agua subterránea

Traducido por:
Secciones 9.1 – 9.4: Miguel Rangel Medina (Mexico), Dayna Angélica Cañez Araiza (Mexico), Irlanda Patricia Grijalva Leal (Mexico), Diana Aglael Zayas Ayón (Mexico), Anho Antonio Taylor Castillo (Mexico)
Seccion 9.5: Mauricio Eduardo Flores (USA)

Durante los últimos años, gran parte de las investigaciones, el énfasis en agua subterránea en los países industrializados ha pasado de ser problemas de abastecimiento de agua subterránea a consideraciones de calidad del agua subterránea. Como resultado de nuestro modo de vida consuntivo, el ambiente del agua subterránea está siendo asaltado con un número cada vez mayor de productos químicos solubles. Los datos actuales indican que en los Estados Unidos hay al menos 17 millones de instalaciones de eliminación de desechos que emplazan cada año más de 6.500 millones de metros cúbicos de líquido en el suelo (US Environmental Protection Agency, 1977). A medida que pasa el tiempo, gradualmente se va degradando el vasto yacimiento subterráneo de agua dulce, que hace unas décadas estaba relativamente sin mancha por las actividades del hombre.

El problema de la degradación de la calidad del agua de ríos y lagos ha sido evidente durante mucho tiempo. En general, se han encontrado soluciones a este problema en la implementación de una legislación efectiva para la interrupción de las emisiones de contaminantes. Ya en algunas partes del mundo, las medidas eficaces de reducción de las emisiones han dado lugar a grandes mejoras en la calidad del agua superficial. Desafortunadamente, los problemas de degradación de la calidad del agua subterránea son en muchos aspectos más difíciles de superar. Debido a las heterogeneidades inherentes a los sistemas subterráneos, las zonas de agua subterránea degradadas pueden ser muy difíciles de detectar. Los Estados Unidos. Environmental Protection Agency (1977) ha informado de que casi todos los casos conocidos de contaminación del acuífero se han descubierto sólo después de que se haya afectado un pozo de suministro de agua. A menudo, cuando la contaminación subsuperficial se identifica de manera concluyente, es demasiado tarde para aplicar medidas correctivas que serían de gran beneficio. Desde el punto de vista de la calidad del agua, la degradación del agua subterránea a menudo requiere largos períodos de tiempo antes de que la verdadera magnitud del problema sea fácilmente detectable. A menudo se requieren periodos largos de flujo de agua subterránea para que los contaminantes sean depurados de acuíferos contaminados. La contaminación del agua subterránea a menudo hace que los acuíferos o partes de los acuíferos sean dañados más allá de la reparación.

Considerando que el problema de lograr una calidad aceptable de las aguas superficiales se centra principalmente en disminuir las emisiones conocidas de contaminantes a estos sistemas, el problema que enfrentan los científicos e ingenieros involucrados en la protección de los recursos de agua subterránea es identificar las áreas y mecanismos por los cuales los contaminantes pueden entrar en el flujo de agua subterránea y desarrollar predicciones fiables del transporte de contaminantes dentro de los sistemas de flujo. Esto es necesario como base para minimizar el impacto de actividades industriales, agrícolas o municipales existentes o propuestas sobre la calidad del agua subterránea.

El propósito de este capítulo es dar una idea de los factores físicos y químicos que influyen en la migración subsuperficial de los contaminantes disueltos. Para ello se considerará el comportamiento de solutos no reactivos y de solutos que experimentan reacciones durante la migración subsuperficial. A continuación se revisarán brevemente problemas de contaminación más específicos relacionados con actividades como la agricultura, la minería, el desarrollo de la energía nuclear y la eliminación de desechos, aguas residuales y desechos industriales.

A lo largo de este capítulo, todos los solutos introducidos en el ambiente hidrológico, como resultado de las actividades del hombre se denominan contaminantes, independientemente de si las concentraciones alcanzan niveles que causan una degradación significativa de la calidad del agua. El término contaminación está reservado para situaciones en las que las concentraciones de contaminantes alcanzan niveles que se consideran objetables.

El énfasis en este capítulo está en la presencia y los procesos que controlan la migración de contaminantes disueltos en el agua subterránea. El agua subterránea también puede estar contaminada por sustancias oleosas que existen en estado líquido en contacto con el agua de una manera que no conduce a la mezcla de los aceites en forma disuelta. Se dice que el líquido oleoso es inmiscible en el agua. Los procesos físicos que controlan el movimiento de los fluidos inmiscibles en sistemas subsuperficiales son descritos por Bear (1972) y se introducen en la Sección 9.5.

9.1 Estándares de Calidad del Agua

Antes de continuar con los debates sobre los principios del comportamiento de los contaminantes en los sistemas de flujo del agua subterránea y de las fuentes de contaminación del agua subterránea, examinaremos brevemente algunas de las normas de calidad del agua más importantes. Estas normas sirven de base para la evaluación de los resultados de los análisis químicos del agua en términos de adecuación del agua para diversos usos previstos. Las más importantes de estas normas son las establecidas para el agua potable (Tabla 9.1). Los límites recomendados para las concentraciones de constituyentes inorgánicos en el agua potable han existido por muchos años. Los límites para los constituyentes orgánicos como los residuos de plaguicidas son una adición reciente. Existe una controversia considerable con respecto a los constituyentes orgánicos específicos que deben incluirse en los estándares de agua potable y los límites de concentración que deben establecerse para ellos.

En la Tabla 9.1 los principales constituyentes para los cuales se indican los límites permisibles recomendados son el total de sólidos disueltos (TDS), sulfato y cloruro. El consumo por parte de seres humanos de aguas con concentraciones algo superiores a estos límites generalmente no es dañino. En muchas regiones, el agua subterránea utilizada para el suministro de agua potable excede los límites de uno o más de estos parámetros. Deben estar presentes varios centenares de miligramos por litro de cloruro para que la salinidad sea detectada por el sabor.

Tabla 9.1 Estándares de Agua Potable

Constituyente Límite de concentración recomendado * (mg/)
Inorgánico
Sólidos disueltos totales 500
Cloruro (Cl) 250
Sulfato
(SO42-)
250
Nitrato (\ce{NO^-_3}) 45†
Hierro (Fe) 0.3
Manganeso (Mn) 0.05
Cobre(Cu) 1.0
Zinc (Zn) 5.0
Boro (B) 1.0
Sulfuro de hidrógeno (H2S) 0.05
Concentración Máxima Permisible‡
Arsénico (As) 0.05
Bario (Ba) 1.0
Cadmio (Cd) 0.01
Cromo (CrVI) 0.05
Selenio 0.01
Antimonio (Sb) 0.01
Plomo (Pb) 0.05
Mercurio (Mg) 0.002
Plata (Ag) 0.05
Fluoruro (F) 1.4-2.4§
Orgánicos
Cianuro 0.05
Endrin 0.0002
Lindano 0.004
Metoxycloro 0.1
Toxafeno 0.005
2,4-D 0.1
2,4,5-TP silvex 0.01
Fenoles 0.001
Extracto de cloroformo de carbono 0.2
Detergentes sintéticos 0.5
Radionúclidos y radiactividad Actividad Máxima Permisible
(pCi/)
Radio 226 5
Estroncio 90 10
Plutonio 50,000
Actividad Beta neta 30
Actividad Alfa neta 3
Bacteriológicos
Coliformes totales 1 NMP por 100m
FUENTES: Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos, 1975 y Organización Mundial de la Salud, Normas Europeas, 1970.
* Los límites de concentración recomendados para estos constituyentes son principalmente para proporcionar características estéticas y de sabor aceptables.
† El límite para \ce{NO^-_3} expresado como N es de 10 mg/ de acuerdo con los estándares estadounidenses y canadienses; de acuerdo con las normas europeas de la OMS, es de 11.3 mg/ N y 50 mg/ as \ce{NO^-_3}.
‡ Los límites máximos permisibles se establecen de acuerdo con criterios de salud.
§ El límite depende de la temperatura media del aire de la región; el fluoruro es tóxico a aproximadamente 5 – 10 mg/ si el agua se consume durante un largo período de tiempo.

La dureza del agua se define como su contenido de iones metálicos que reaccionan con los jabones de sodio para producir jabones sólidos o residuo escurrido y que reaccionan con iones negativos, cuando el agua se evapora en calderas, para producir una escala sólida de caldera (Camp, 1963). La dureza se expresa normalmente como la concentración total de Ca2+ + y Mg2+ en miligramos por litro de CaCO3 equivalente. Puede determinarse mediante la sustitución de la concentración de Ca2+ y Mg2+, expresada en miligramos por litro, en la expresión

\text{Dureza total} = 2.5(\ce{Ca^{2+}}) + 4.1(\ce{Mg^{2+}}) (9.1)

Cada concentración se multiplica por la relación del peso de la fórmula de CaCO3 al peso atómico del ion; por lo tanto los factores 2.5 y 4.1 se incluyen en la relación de dureza. El agua con valores de dureza superiores a 150 mg/ se designa como muy dura. El agua blanda tiene valores inferiores a 60 mg/. El ablandamiento del agua es una práctica común en muchas comunidades donde el suministro de agua tiene una dureza superior a 80-100 mg/. El agua utilizada para la alimentación de la caldera causará una formación excesiva de las incrustaciones (carbonato-precipitación de mineral) si la dureza está por encima de 60-80 mg/.

De los límites recomendados especificados para los constituyentes inorgánicos minoritarios y traza en el agua potable, muchos se han establecido por razones distintas del peligro directo para la salud humana. Por ejemplo hierro y manganeso son ambos esenciales para el cuerpo humano. Su consumo a través del agua potable es normalmente una parte insignificante de los requerimientos del cuerpo. Los límites recomendados para estos metales en las Normas son para evitar, en el uso doméstico del agua, problemas asociados con precipitados y manchas que se forman debido a que los óxidos de estos metales son relativamente insolubles (Camp, 1963). El límite recomendado para el zinc se establece en 5 mg/ para evitar el sabor producido por el zinc a concentraciones más altas. Las concentraciones tan altas como 40 mg/ pueden ser toleradas sin detrimento aparente a la salud general. Las concentraciones de zinc tan bajas como 0.02 mg/ son, sin embargo, tóxicas para los peces. La contaminación por zinc puede considerarse como una grave contaminación en sistemas ecológicos en los que los peces son de interés primario, pero pueden tener una importancia menor si el consumo humano es el principal uso del agua.

El contaminante identificable más común en las aguas subterráneas es el nitrato (\ce{NO^-_3}). El límite recomendado para nitratos en el agua potable es de 45 mg/ expresado como NO o 10 mg/ expresado como N. En Europa el límite recomendado por la Organización Mundial de la Salud es de 50 mg/ \ce{NO^-_3} y 11.3 mg/ del NO tienen el potencial de dañar a los seres humanos y al ganado si son consumidos de forma regular. Los adultos pueden tolerar concentraciones mucho más altas. Por lo tanto, el grado en que el NO en el agua se considera un contaminante grave depende del uso del agua.

Se considera que los componentes para los cuales se han fijado límites máximos de concentración admisibles en las normas de agua potable (cuadro 9.1) tienen un potencial significativo de daño para la salud humana en concentraciones superiores a los límites especificados. Los límites especificados no deben ser excedidos en los suministros públicos de agua. Si se exceden los límites para uno o más de los constituyentes, se considera que el agua es la unidad de consumo humano. Los límites indicados en el cuadro 9.1 son representativos de las normas vigentes en los Estados Unidos y Canadá. Los límites son continuamente evaluados y se producen modificaciones de vez en cuando. A medida que se aprende más sobre el papel de constituyentes traza en la salud humana, la lista de constituyentes para los cuales pueden existir límites máximos permisibles, en particular en el caso de las sustancias orgánicas.

En muchas regiones los usos más importantes del agua subterránea son para la agricultura. En estas situaciones es apropiado evaluar la calidad del agua subterránea en relación con los criterios o directrices establecidos para el ganado o el riego. Los límites de concentración recomendados para estos usos se enumeran en la Tabla 9.2. La lista de componentes y los límites de concentración no son tan estrictos como para el agua potable. Estos criterios de calidad del agua sirven para indicar, sin embargo, que los aumentos de concentración en una variedad de componentes debido a las actividades del hombre pueden causar una degradación seria de la calidad del agua subterránea incluso si el agua no se utiliza para el consumo humano.

Tabla 9.2 Límites de concentración recomendados para el agua utilizada para la producción de cultivos de ganado y riego

Ganado: Límites Recomendados (mg/) Riego de Cultivos: Límites Recomendados (mg/)
Sólidos Disueltos Totales
Animales Pequeños 3000 700
Aves de Corral 5000
Otros animales 7000
Nitrato 45
Arsénico 0.2 0.1
Boro 5 0.75
Cadmio 0.05 0.01
Chromo 1 0.1
Fluoruro 2 1
Plomo 0.1 5
Mercurio 0.01
Selenio 0.05 0.02

FUENTE: U.S. Environmental Agency, 1973b.

9.2 Procesos de Transporte

El punto de partida común en el desarrollo de ecuaciones diferenciales, para describir el transporte de solutos en materiales porosos, es considerar el flujo del soluto dentro y fuera de un volumen elemental, dentro del dominio del flujo. La declaración de la conservación de la masa para este volumen elemental es

Los procesos físicos que controlan el flujo dentro y fuera del volumen elemental son la advección y la dispersión hidrodinámica. La pérdida o ganancia de la masa de soluto en el volumen elemental puede ocurrir como resultado de reacciones químicas o bioquímicas o desintegración radiactiva.

La advección es el componente del movimiento del soluto atribuido al transporte por el flujo de aguas subterráneas. La velocidad de transporte es igual a la velocidad lineal media del agua subterránea, \bar{v}, donde \bar{v} = v/n, siendo v la descarga específica y n la porosidad (Sección 2.12). El proceso de advección se denomina a veces convección, un término que en este texto es reservado para su uso en la explicación del flujo de aguas subterráneas conducido térmicamente, como se describe en el Capítulo 11. El proceso de dispersión hidrodinámica, el cual se describe en la sección 2.13, se produce como resultado de la mezcla mecánica y la difusión molecular.

Las descripciones matemáticas de dispersión se limitan actualmente a materiales que son isotrópicos con respecto a las propiedades de dispersión del medio. La principal ecuación diferencial que describe el transporte de los componentes reactivos disueltos en medios porosos isotrópicos saturados se deriva en el Apéndice X. Esta ecuación se conoce como la ecuación de advección-dispersión. Nuestro propósito aquí es examinar el significado físico de los términos de esta ecuación (advección, dispersión y reacción). Comenzaremos con los procesos físicos y luego enfocaremos nuestra atención en los procesos químicos.

Componentes No Reactivos en Medios Homogéneos

La forma unidimensional de la Ecuación de advección-dispersión para los componentes no reactivos disueltos en materiales saturados, homogéneos, isotrópicos, bajo estado estacionario, flujo uniforme [Ec. (A10.11), Apéndice X] es

D_l \frac{\partial^2C}{\partial l^2} - \bar{v}_l\frac{\partial C}{\partial l} = \frac{\partial C}{\partial t} (9.3)

donde l es una dirección de coordenadas curvilíneas tomada a lo largo de la línea de flujo, \bar{v} es la velocidad lineal media del agua subterránea, Dl es el coeficiente de dispersión hidrodinámica en dirección longitudinal (es decir, a lo largo de la trayectoria de flujo), y C es la concentración de soluto. Los efectos de las reacciones químicas, las transformaciones biológicas, y la desintegración radiactiva no se incluyen en esta forma de la Ecuación de transporte.

El coeficiente de dispersión hidrodinámica puede expresarse en términos de dos componentes,

D_l = \alpha_l\bar{v} + D* (9.4)

donde αl es una propiedad característica del medio poroso conocida como dispersividad dinámica, o simplemente como dispersividad [L], y D* es el coeficiente de difusión molecular para el soluto en el medio poroso [L2/T]. La relación entre D* y el coeficiente de difusión de las especies de soluto en el agua se describe en la Sección 3.4. Algunos autores han indicado que una forma más precisa del componente mecánico de dispersión es \alpha\bar{v}^m, donde m es una constante empíricamente determinada entre 1 y 2. Los estudios de laboratorio indican que, para fines prácticos, m generalmente se puede tomar como unidad para materiales geológicos granulares.

El experimento clásico mostrado en la Figura 9.1 (a) es una de las formas más directas de ilustrar el significado físico de la forma unidimensional de la Ecuación de advección-dispersión. En este experimento, un trazador no reactivo a concentración C0 se introduce continuamente en un régimen de flujo en estado estacionario en el extremo aguas arriba de una columna rellena por un medio granular homogéneo. Para fines ilustrativos, se asume que la concentración del trazador en la columna antes de la introducción del trazador es cero. Es conveniente expresar la concentración del trazador en la columna como una concentración relativa, definida como C/C0, donde C es la concentración en la columna o en la salida.

Figure 9.1 Dispersión longitudinal de un trazador que pasa a través de una columna de medio poroso. (a) Columna con flujo constante y suministro continuo del trazador después del tiempo t0; (b) relación de entrada del trazador de tipo función variable; (c) concentración relativa del trazador en el flujo de salida de la columna (la línea discontinua indica la condición de flujo de pistón y la línea continua ilustra el efecto de la dispersión mecánica y la difusión molecular); (d) perfil de concentración en la columna a varios tiempos.

Por lo tanto, la entrada del trazador se puede representar como una función variable, como se muestra en la Figura 9.1 (b). La relación entre la concentración y el tiempo del flujo de salida de la columna, conocida como la curva de ruptura, se muestra en la Figura 9.1 (c). Si se asume que el trazador se mueve a través de la columna sin dispersión mecánica o difusión molecular, el frente del trazador pasará como un tapón y saldrá de la columna como una función variable. Esta condición se muestra como una línea vertical discontinua en la Figura 9.1 (c). En cambio, en situaciones reales, la dispersión mecánica y la difusión molecular ocurren y la curva de ruptura se extiende haciendo que el trazador comience a aparecer en el flujo de salida de la columna (al tiempo t1) antes de la llegada del agua que viaja a la velocidad de \bar{v} (tiempo t2). Esto está representado en la Figura 9.1 (c).

La Figura 9.1 (d) muestra “imágenes” instantáneas de la interfaz de dispersión dentro de la columna en varios momentos antes de la ruptura. El frente del trazador se extiende a lo largo de la trayectoria del flujo. La amplitud del perfil aumenta con la distancia del viaje. Las posiciones representadas por los puntos 1 y 2 en la Figura 9.1 (d) corresponden a los tiempos t1 y t2 en la Figura 9.1 (c). La dispersión mecánica y la difusión molecular hacen que algunas de las moléculas trazadoras se muevan más rápido que la velocidad lineal media del agua y que algunas se muevan más lentamente. La velocidad lineal media del agua en la columna se determina dividiendo la tasa de entrada de agua (Q) por nA, donde A es la sección transversal de la columna y n es la porosidad [Ec. (2.82)].

Las condiciones de frontera representadas por la entrada de función variable se describen matemáticamente como

C(l, 0) = 0 \hspace{1cm} l \geq 0

C(0, t) = C_0 \hspace{1cm} t \geq 0

C(\infty, t) = 0 \hspace{1cm} t \geq 0

Para estas condiciones de frontera la solución a la Ec. (9.3) para un medio poroso saturado homogéneo es (Ogata, 1970)

\frac{C}{C_0} = \frac{1}{2} \left[ \text{erfc}\left(\frac{l-\bar{v}t}{2 \sqrt{D_lt}}\right) + \text{exp}\left( \frac{\bar{v}l}{D_l}\right) \text{erfc}\left(\frac{l+\bar{v}t}{2 \sqrt{D_lt}}\right) \right] (9.5)

donde erfc representa la función de error complementaria, la cual se tabula en el Apéndice V; l es la distancia a lo largo de la trayectoria del flujo; y \bar{v} es la velocidad lineal media del agua. Para condiciones donde la dispersividad del medio poroso es amplia o cuando l o t es grande, el segundo término en la parte derecha de la Ecuación es despreciable. La Ec. (9.5) puede ser usada para calcular las formas de las curvas de ruptura y los perfiles de concentración ilustrados en la Figura 9.1(c) y (d). Las soluciones analíticas para la Ec. (9.3) con otras condiciones de frontera son descritas por Rifai et al. (1956), Ebach y White (1958), Ogata y Banks (1961), Ogata (1970), y otros.

El perfil de distribución de la concentración y la curva de ruptura de los trazadores o contaminantes que migran a través de materiales porosos es causada tanto por dispersión mecánica como por difusión molecular. La Figura 9.2 muestra un perfil de concentración para las condiciones experimentales representadas en la Figura 9.1 (a).

Figura 9.2 Diagrama esquemático que muestra la contribución de la difusión molecular y la dispersión mecánica a la distribución de un frente de concentración en una columna con una entrada de función variable.

En este gráfico la contribución de la difusión molecular a la propagación de las curvas se indica esquemáticamente. A una velocidad baja, la difusión es un factor que contribuye de forma importante a la dispersión, y por lo tanto, el coeficiente de dispersión hidrodinámica es igual al coeficiente de difusión (Dl = D*). A una velocidad alta, la mezcla mecánica es el proceso dispersivo dominante, en cuyo caso D_l = \alpha_l\bar{v}. Una mayor dispersividad del medio produce una mezcla mayor del frente del soluto conforme avanza. Los experimentos de laboratorio sobre la migración de trazadores en materiales granulares homogéneos saturados han establecido relaciones entre la influencia de la difusión y la dispersión mecánica, como se ilustra en la Figura 9.3.

Figura 9.3 Relación entre el número de Peclet y la relación entre el coeficiente de dispersión longitudinal y el coeficiente de la difusión molecular en una arena de granos de tamaño uniforme (según Perkins y Johnston, 1963).

El parámetro adimensional \bar{v}d/D* es conocido como el número de Peclet, en donde el diámetro promedio de las partículas se denota por d. La forma exacta de la relación entre el número de Peclet y Dl = D* depende de la naturaleza del medio poroso y del fluido utilizado en los experimentos. La forma general ilustrada en la Figura 9.3 ha sido establecida por varios investigadores con base en experimentos usando diferentes medios (Bear, 1972).

En situaciones donde las condiciones de frontera especificadas para la Ec. (9.5) son aplicables y donde la velocidad del agua subterránea es tan pequeña que la dispersión mecánica es despreciable con respecto a la difusión molecular, la Ec. (9.5) se reduce a la solución unidimensional de la segunda ley de Fick. Esta “ley” es descrita en la Sección 3.4. La velocidad a la que se produce la difusión unidimensional se expresa gráficamente en la Figura 9.4, la cual muestra, para periodos de difusión de 100 y 10,000 años, las distancias de difusión en función de la concentración relativa.

Figura 9.4 Posiciones de migración de contaminación por difusión molecular lejos de la fuente donde C = C0 en t > 0. Los tiempos de migración son 100 y 10,000 años.

Las distancias de difusión se obtuvieron usando la Ec. (3.47) con valores de coeficiente de difusión de 1 × 10–10 y 1 × 10–11 m2/s. Estos valores son representativos de un rango típico de especies químicas no reactivas en depósitos geológicos arcillosos. Los valores para los materiales no consolidados de grano grueso pueden ser algo mayores que 1 × 10–10 m2/s, pero son menores que los coeficientes para las especies químicas en agua (es decir, < 2 × 10–9 m2/s). La Figura 9.4 indica que en largos periodos de tiempo, la difusión puede causar que los contaminantes se muevan por distancias considerables, incluso a través de materiales de baja permeabilidad. El que la migración de contaminantes en esta escala de tiempo sea importante, depende de la naturaleza del problema. En el caso de la disposición subterránea de desechos radiactivos o compuestos orgánicos o inorgánicos altamente tóxicos, la difusión puede ser un proceso importante.

Una de las propiedades características del proceso dispersivo es que provoca la dispersión del soluto, si existe la oportunidad, en direcciones transversales a la trayectoria de flujo, así como en la dirección longitudinal del flujo. Esto es ilustrado esquemáticamente para un campo de flujo bidimensional horizontal en la Figura 9.5 (a). En esta caja de arena experimental, se introduce un trazador no reactivo al campo de flujo uniforme como una entrada constante y continua. La dispersión en este dominio de flujo bidimensional se ilustra de una manera diferente por el experimento mostrado en la Figura 9.5 (b). En este caso el trazador se introduce como una fuente puntual instantánea en el régimen de flujo uniforme. Conforme el trazador es transportado a lo largo de la trayectoria de flujo, se esparce en todas las direcciones en el plano horizontal. La masa total del trazador en el régimen de flujo no cambia, pero la masa ocupa un volumen mayor del medio poroso. El proceso de dispersión mecánica es direccionalmente dependiente, aunque el medio poroso es isotrópico con respecto a las propiedades texturales y la conductividad hidráulica. La Figura 9.5 (b) muestra que la zona del trazador desarrolla una forma elíptica a medida que el trazador es transportado a través del sistema. Esto ocurre porque el proceso de dispersión mecánica es anisotrópico. La dispersión es más fuerte en la dirección del flujo (dispersión longitudinal) que en la dirección normal a la línea de flujo (dispersión transversal).

Figura 9.5 Propagación de un trazador en un campo de flujo uniforme bidimensional en una arena isotrópica. (a) Alimentación continua del trazador con la condición inicial de función variable; (b) fuente puntual instantánea.

Las expresiones unidimensionales para el transporte de los constituyentes disueltos, tales como la Ec. (9.5), son útiles en la interpretación de experimentos en columnas de laboratorio, pero son de uso limitado en el análisis de problemas de campo debido a que la dispersión ocurre tanto en dirección transversal como en dirección longitudinal. Como ejemplo de una solución a la Ecuación de advección-dispersión en tres dimensiones [Ec. (A109), Apéndice X], seguiremos una propuesta descrita por Baetslé (1969). Como en la Figura 9.5 (b), se supone que el contaminante se origina como un derrame instantáneo en una fuente puntual en x = 0, y = 0, z = 0. La masa del contaminante es alejada de la fuente, por transporte, en un flujo uniforme de estado estable que se mantiene moviéndose en dirección-x en un medio isotrópico homogéneo. A medida que la masa contaminante es transporta da a través del sistema de flujo, la distribución de la concentración de la masa contaminante en el tiempo t es dada por

C(x,y,z,t) = \frac{M}{8(\pi t)^{\frac{3}{2}}\sqrt{D_xD_yD_z}} \text{exp} \left(-\frac{X^2}{4D_xt} - \frac{Y^2}{4D_yt} - \frac{Z^2}{4D_zt}\right) (9.6)

donde M es la masa del contaminante introducida en la fuente puntual, Dx, Dy, y Dz son los coeficientes de dispersión en las direcciones x, y, z y X, Y, y Z son las distancias en las direcciones x, y, z desde el centro de gravedad de la masa contaminante. La posición del centro de gravedad de la masa contaminante en el tiempo t caerá a lo largo de la trayectoria del flujo en dirección x en las coordenadas (xt, yt, zt), donde yt = zt = 0 y x_t = \bar{v}t = \bar{v}t/n, donde \bar{v} es la velocidad lineal media, v es la descarga específica, y n es la porosidad. En la Ec. (9.6), X = x - \bar{v}t, Y = y, y Z = z. Se puede deducir a partir de la Ec. (9.6) que la concentración máxima es localizada en el centro de gravedad de la nube contaminante, donde X = 0, Y = 0, y Z = 0. La masa del contaminante introducido a la fuente es igual a C0V0, donde C0 es la concentración inicial y V0 es el volumen inicial. En la formulación matemática de las condiciones iniciales, la entrada del contaminante ocurre en un punto y por lo tanto tiene masa, pero no volumen. Sin embargo, en la práctica, esto es expresado en cantidades C0V0.

De la Ec. (9.6) se deduce que la concentración máxima que se produce en el centro de gravedad de la nube contaminante es dada por

C_{max} = \frac{C_0V_0}{8(\pi t)^{\frac{3}{2}}\sqrt{D_xD_yD_z}}(9.7)

La zona en la que se genera el 99.7% de la masa contaminante es descrita por el elipsoide con dimensiones, medidas desde el centro de la masa, de 3\sigma_x = \sqrt{2D_xt}, 3\sigma_y = \sqrt{2D_yt}, 3\sigma_z = \sqrt{2D_zt}, donde σ es la desviación estándar de la distribución de la concentración. Esto se ilustra en el plano xy en la Figura 9.5 (b). A velocidades bajas la difusión molecular es el mecanismo dispersivo dominante, en cuyo caso la nube contaminante migratoria es circular. Porque estas ecuaciones están basadas en condiciones ideales, tales como la fuente puntual instantánea y el flujo uniforme, que tienen un uso limitado en el análisis de la mayoría de las situaciones de campo. Sin embargo, en escenarios hidrogeológicos simples pueden ser usadas para obtener estimaciones preliminares de los patrones de migración que pueden surgir de pequeños derrames de contaminantes o del lixiviado de desechos enterrados (Baetslé, 1969). Una variedad de otras soluciones analíticas que describen la migración de contaminantes en espacios bidimensional y tridimensional, son descritas por Fried (1975) y Codell y Schreiber (en prensa).

La dispersión mecánica en dirección transversal es un proceso mucho más débil que la dispersión en dirección longitudinal, pero a velocidades bajas donde la difusión molecular es el mecanismo dispersivo dominante, los coeficientes de dispersión transversal y longitudinal son casi iguales. Esto se ilustra en los resultados experimentales mostrados en la Figura 9.6, que indican coeficientes de dispersión pequeños en un rango de velocidades bajas. Debido a que la dispersión mecánica en dirección transversal es mucho más débil que en dirección longitudinal, el coeficiente de dispersión transversal permanece con una difusión controlada hasta que la velocidad del flujo es suficientemente alta.

Figura 9.6 Coeficientes de dispersión longitudinal y transversal para transporte en una arenisca homogénea a varios caudales (según Crane y Gardner, 1961).

Las formas de la Ecuación de transporte descritas anteriormente son basadas en la suposición de que no existe un contraste de densidad significativo entre el fluido contaminante o el trazador y el agua subterránea en el dominio de flujo circundante. Las ecuaciones que toman en cuenta los contrastes de densidad son más complejas. Como un ejemplo cualitativo del efecto de los contrastes de densidad, considere la pluma contaminante que se sumerge en un campo de flujo inicialmente uniforme, como se ilustra en la Figura 9.7.

Figura 9.7 Efecto de la densidad en la migración de la solución contaminante en un campo de flujo uniforme. (a) Ligeramente más densa que el agua subterránea; (b) y (c) mayores contrastes de densidad.

Si la solución contaminante que entra en este régimen de flujo tiene la misma densidad que el agua subterránea, la pluma contaminante se extenderá en una zona más somera cerca del nivel freático. Si la solución contaminante es considerablemente más densa que el agua subterránea, la pluma se sumergirá abruptamente hacia abajo en el sistema de flujo de agua subterránea. La predicción de los patrones de migración de contaminantes requiere un conocimiento exacto de la densidad de la solución contaminante, así como la del agua subterránea.

Componentes No Reactivos en Medios Heterogéneos

Si no fuera por los efectos de las heterogeneidades en los materiales geológicos naturales, el problema de la predicción y la detección del comportamiento de los contaminantes en los sistemas de flujo de agua subterránea serían resueltos con facilidad. La advección es el proceso por el cual los solutos son transportados por la masa del líquido que fluye. La advección normalmente es considerada en escala macroscópica en términos de los patrones de flujo de las aguas subterráneas. Estos patrones están definidos por las distribuciones espaciales y temporales de la velocidad lineal media del fluido. Los patrones de flujo y las redes de flujo han sido descritos extensamente en los Capítulos 5 y 6. Nuestro propósito aquí es considerar más detalladamente los efectos sobre las líneas de flujo y las velocidades ejercidas por varios tipos de heterogeneidades.

Para ilustrar el efecto de las heterogeneidades simples en capas en los patrones de transporte, se utiliza el dominio de flujo en sección transversal ilustrado en la Figura 9.8 (a). Se asume que el flujo de agua subterránea de estado estacionario se produce a través de la sección transversal y que el dominio de flujo es isotrópico con respecto a la conductividad hidráulica.

Figura 9.8 Efecto de las capas y lentes en las trayectorias de flujo en sistemas de flujo de estado estacionario de aguas subterráneas someras. (a) Condiciones de frontera; (b) caso homogéneo; (c) una sola capa de conductividad alta; (d) dos lentes de conductividad menor; (e) dos lentes de conductividad alta.

Para ilustrar el efecto de las variaciones estratigráficas en el patrón de transporte de los contaminantes que entran en el sistema en un área de recarga, se coloca una zona de entrada de contaminantes en la sección transversal. En condiciones de campo esto podría representar percolación de una laguna de desechos, rellenos sanitarios, o alguna otra fuente superficial o cercana a la superficie. La Figura 9.8 (b), (c), (d), y (e) muestra los patrones de transporte de contaminantes que se pueden presentar con varias configuraciones estratigráficas hipotéticas. Se asume que el contaminante no es reactivo y el efecto de la dispersión es despreciable. Las líneas de flujo que representan los límites de los patrones de migración de contaminantes fueron obtenidas mediante la solución a la forma bidimensional de la Ecuación de flujo de aguas subterráneas en estado estacionario [Ec. (2.69)], utilizando el método del elemento finito de la manera descrita por Pickens y Lennox (1976). La Figura 9.8 (b) indica que en situaciones donde el dominio de flujo es homogéneo, el patrón de migración de contaminantes sería simple y relativamente fácil de monitorear. Las condiciones para el sistema de flujo mostradas en la Figura 9.8 (c) son similares al caso anterior, con la excepción de la inclusión de una capa horizontal delgada de mayor conductividad que se extiende a través del dominio de flujo. Esto haría que los contaminantes se muevan a través del sistema de flujo casi por completo en esta capa delgada. El tiempo total de viaje sería un quinto del caso no estratificado ilustrado en la Figura 9.8 (b). La capa delgada de más conductividad tiene una conductividad 100 veces mayor que el resto del sistema y ejerce una influencia muy fuerte sobre los patrones de migración y la distribución de la velocidad. Si el medio inferior de K (K1) representa una arena de grano muy fino, la capa superior de K (K2) podría representar una arena de grano medio o grueso. En estudios estratigráficos de los sitios de eliminación de desechos, una capa delgada de arena de grano medio en un depósito de arena de grano fino podría pasar fácilmente inadvertida a menos que se utilicen cuidadosas técnicas de perforación y muestreo.

En la Figura 9.8 (d) existe una capa discontinua de material de baja conductividad en la sección transversal. La zona de migración de contaminantes se mueve sobre la primera lente y debajo de la segunda. Para alcanzar la zona de descarga, pasa a través de la segunda lente cerca del final de su trayectoria de flujo.

La Figura 9.8 (e) muestra el patrón de migración de contaminantes que existiría si una capa delgada de gran conductividad fuera discontinua a través de la parte central de la sección transversal. La discontinuidad provoca una gran distorsión en el patrón de migración de contaminantes en el centro de la sección transversal. La zona contaminada ocupa la parte central del sistema de flujo y se extiende hasta la zona del nivel freático. En situaciones donde los contaminantes pueden ser transferidos a través de la zona no saturada por advección, difusión, o absorción vegetativa, esta condición puede conducir a la propagación de los contaminantes en la biosfera. La Figura 9.8 (e) también ilustra algunas de las dificultades que pueden surgir en el monitoreo de sistemas de flujo contaminados. Si estuviera disponible un poco de información sobre la estratigrafía del sistema, no habría ninguna razón para sospechar que se producirían el tipo de distorsiones que se muestra en la Figura 9.8 (e). La falta de esta información podría resultar en un monitoreo inadecuado del sistema. En la naturaleza, las secciones transversales geológicas por lo general incluyen muchas unidades estratigráficas con diferentes conductividades hidráulicas. Los grandes contrastes a través de discontinuidades agudas son comunes. Comparados con situaciones reales, los efectos de la estratificación ilustrados en la Figura 9.8 son muy simples.

En la discusión anterior, se consideraron heterogeneidades en capas en la escala que podrían, si fuera necesario, ser identificadas y cartografiadas mediante una cuidadosa perforación, muestreo, y registro geofísico. Las heterogeneidades en otra categoría también existen en la mayoría de los ambientes geológicos. Estas son conocidas como heterogeneidades a pequeña escala. Estas no pueden ser identificadas individualmente mediante métodos convencionales de pruebas de campo. Inclusive si fuera posible la identificación usando técnicas especiales con barrenos en campo, estas heterogeneidades usualmente no pueden ser correlacionadas de barreno a barreno. En los acuíferos granulares, las heterogeneidades de este tipo siempre estarán presentes. Los contrastes de conductividad hidráulica tan grandes como una orden de magnitud o mayores pueden ocurrir como resultado de variaciones casi irreconocibles en las características del tamaño de grano. Por ejemplo, un cambio de contenido de limo o arcilla de tan solo un pequeño porcentaje en una zona arenosa puede tener un gran efecto sobre la conductividad hidráulica.

La Figura 9.9 ilustra el efecto de dos tipos de heterogeneidades a pequeña escala sobre el patrón de migración de un trazador o contaminante en medios porosos granulares. En la Figura 9.9 (a) el patrón de dispersión es regular y predecible usando los métodos descritos anteriormente. En la Figura 9.9 (b) las heterogeneidades de tipo lente hacen que el frente del trazador avance en un patrón comúnmente conocido como digitalización. En este caso el contaminante se transporta más rápido en las lentes o capas de mayor conductividad hidráulica. La Figura 9.9 (c) ilustra los resultados obtenidos por Skibitzke y Robertson (1963) usando trazadores de tintes en un modelo de caja rellena con arena fina y lentes sinuosas de arena más gruesa. Estos autores observaron que un gran ángulo de refracción en el límite entre la arena de permeabilidad contrastante causó la extensión acelerada de la zona del trazador.

Figura 9.9 Comparación de la dirección de zonas contaminadas influidas por la dispersión hidrodinámica. (a) Medio granular homogéneo; (b) digitalización causada por las capas y lentes; (c) propagación causada por lentes irregulares.

En uno de los muy pocos estudios tridimensionales detallados del movimiento de contaminantes en depósitos arenosos, Childs et al. (1974) observaron que “las plumas emigran a lo largo de las zonas . . . que, aunque son texturalmente similares, muestran sutiles diferencias en su fábrica que producen ligeras variaciones en la permeabilidad. Las bifurcaciones indican que la detección de una pluma somera no niega la existencia de otras plumas del mismo constituyente a profundidad” (p. 369).

Casi todos los estudios de dispersión reportados en la literatura han involucrado materiales arenosos relativamente homogéneos bajo condiciones controladas en el laboratorio. Estos estudios han indicado que la dispersividad de esos materiales es pequeña. Los valores de dispersividad longitudinal se encuentran por lo general en el intervalo de 0.1 a 10 mm, con valores de dispersividad transversal normalmente inferiores en un factor de 5-20. Que estos valores sean o no indicativos de dispersividades en sistemas de campo está sujeto a una controversia considerable en la actualidad. Muchos investigadores han llegado a la conclusión de que los valores de las dispersividades longitudinales y transversales en sistemas de campo son significativamente mayores que los valores obtenidos en experimentos de laboratorio sobre materiales homogéneos o sobre materiales con heterogeneidades simples. Se han utilizado valores de dispersividad longitudinal de hasta 100 m y de dispersividad lateral de hasta 50 m en estudios de simulación matemática de la migración de grandes plumas contaminantes en acuíferos arenosos (Pinder, 1973; Konikow y Bredehoeft, 1974; Robertson, 1974).

Para ilustrar el efecto de dispersividades grandes en la migración de contaminantes en un sistema de flujo de agua subterránea hipotético, se utilizará un dominio de flujo en sección transversal similar al que se muestra en la Figura 9.8 (a) y (b). La Figura 9.10 muestra el efecto de la dispersividad sobre la propagación de una pluma contaminante que emana desde una fuente en el área de recarga del sistema de flujo. A pesar de que las secciones transversales mostradas en la Figura 9.10 son homogéneas, se asume que las dispersividades para el sistema son grandes como resultado de heterogeneidades a pequeña escala. Con valores de dispersividad asignados, los patrones de distribución del contaminante pueden ser simulados usando una aproximación de elemento finito a la Ecuación de transporte expresada en forma bidimensional para medios heterogéneos e isotrópicos saturados [Ec. (A10.13), Apéndice X]:

\frac{\partial}{\partial S_l}\left(D_l\frac{\partial C}{\partial S_l}\right) + \frac{\partial}{\partial t}\left(D_t \frac{\partial C}{\partial S_t}\right) - \frac{\partial}{\partial S_l}(\bar{v}_lC) = \frac {\partial C}{\partial t} (9.8)

donde sl y st son las direcciones de las líneas de flujo del agua subterránea y las normales a esas líneas, respectivamente. Pickens y Lennox (1976) describen el modelo de elementos finitos utilizado para obtener las distribuciones de los contaminantes mostradas en la Figura 9.10.

Figura 9.10 Figura 9.10 Dispersión de un contaminante durante el transporte en un sistema de flujo de agua subterránea somera. Porosidad 30%; conductividad hidráulica 0.5 m/día; αlt =20; tiempo de transporte 15 años; contornos de concentración en C/C0 = 0.9, 0.7, 0.5, 0.3, y 0.1 (según Pickens y Lennox, 1976).

Otros modelos numéricos han sido desarrollados por Reddell y Sunada (1970), Bredehoeft y Pinder (1973), Pinder (1973) y Schwartz (1975). Las simulaciones presentadas en la Figura 9.10 indican que, si la dispersividad es grande, los contaminantes pueden diseminarse para ocupar una porción del sistema de flujo muchas veces más grande que la que sería en caso de la presencia de solamente advección. Si la dispersividad transversal es muy grande como se indica en la Figura 9.10, los contaminantes transportados a lo largo de las trayectorias de flujo relativamente horizontales pueden migrar profundamente dentro del sistema de flujo. Las dispersividades longitudinales y transversales representadas en los patrones de transporte de contaminante simulados mostrados en la Figura 9.10 indican que, si los valores de dispersividad son órdenes de magnitud mayores que los valores obtenidos en los experimentos de laboratorio, la dispersión ejercerá una fuerte influencia en el transporte de contaminantes. Si las dispersividades en materiales geológicos no fracturados en condiciones de campo tienen magnitudes que sean de este largo, se deberá establecer mediante experimentos de campo detallados. Este tema se discute más adelante en la Sección 9.4.

Transporte de Componentes Reactivos

En esta sección consideraremos el transporte de solutos que se comportan como aquellos descritos previamente, pero con la influencia añadida de reacciones químicas. Los cambios en la concentración pueden producirse debido a reacciones químicas que tienen lugar enteramente dentro de la fase acuosa o debido a la transferencia del soluto hacia o desde otras fases tales como la matriz sólida del medio poroso o la fase gaseosa en la zona insaturada. El gran número de reacciones químicas y bioquímicas que pueden alterar las concentraciones de contaminantes en los sistemas de flujo de agua subterránea puede agruparse en seis categorías: reacciones de adsorción-desorción, reacciones acido-base, reacciones de disolución-precipitación, reacciones de oxidación-reducción, apareamiento de iones o complejación, y síntesis celular microbiana. Los contaminantes radiactivos están influenciados por la desintegración radiactiva además de los procesos no radiogénicos. En la siguiente discusión nos enfocaremos en la adsorción como un mecanismo que altera la concentración. En la Sección 9.3 se consideran otros tipos de reacciones.

Para medios saturados homogéneos con flujo de estado estacionario, la forma unidimensional de la Ecuación de advección-dispersión expresada en una manera que incluye la influencia de adsorción [Ec. (A10.14), Apéndice X] es

D_l \frac{\partial^2C}{\partial l^2} - \bar{v}_l \frac{\partial C}{\partial l} + \frac{\rho_b}{n}\frac{\partial S}{\partial t} = \frac{\partial C}{\partial t} (9.9)

donde ρb es la densidad de masa del medio poroso, n es la porosidad, y S es la masa del componente químico adsorbido en la parte sólida del medio poroso por unidad de masa de sólidos. ∂S/∂t representa la velocidad a la que se adsorbe el constituyente [M/MT], y (ρb/n)(∂S/∂t) representa el cambio de concentración en el fluido causado por adsorción o desorción

\frac{M}{L^3}\frac{M}{MT} = \frac{M}{L^3}\frac{1}{T}

Las reacciones de adsorción de los contaminantes en el agua subterránea se consideran normalmente muy rápidas en comparación con la velocidad del flujo. La cantidad de contaminante que es adsorbido por los sólidos (es decir, el grado de adsorción) es comúnmente una función de la concentración en solución, S = f(C). Resulta que

- \frac{\partial S}{\partial t} = \frac{\partial S}{\partial C} \cdot \frac{\partial C}{\partial t} (9.10)

y

-\frac{\rho_b}{n} \cdot \frac{\partial S}{\partial t} = \frac{\rho_b}{n} \cdot \frac{\partial S}{\partial C} \cdot \frac{\partial C}{\partial t}(9.11)

En donde el término (∂S/∂C) representa la distribución del contaminante entre la solución y los sólidos.

La partición de solutos entre las fases líquida y sólida en un medio poroso como es determinada por los experimentos de laboratorio es comúnmente expresada en una forma gráfica de dos ordenadas donde la masa adsorbida por unidad de masa de solidos secos es graficada contra la concentración de los componentes en solución. Estas relaciones graficas de S contra C y sus expresiones matemáticas equivalentes son conocidas como isotermas. Este término se deriva del hecho de que los experimentos de adsorción son comúnmente conducidos a una temperatura constante.

Los resultados de los experimentos de adsorción se representan generalmente en papel gráfico doble logarítmico. Para las especies de soluto a concentraciones bajas o moderadas, las relaciones graficas de línea recta son comúnmente obtenidas en amplios rangos de concentración. Esta condición puede ser expresada como

\log S = b \log C + \log <em>K</em>_d

o

S = K_dC^b(9.12)

donde S es la masa de la especie de soluto adsorbida o precipitada sobre los sólidos por unidad de volumen de masa seca del medio poroso, C es la concentración del soluto, y Kd y b son los coeficientes que dependen de la especie del soluto, naturaleza del medio poroso, y otras condiciones del sistema. La Ecuación (9.12) es conocida como el isoterma de Freundlich. La pendiente de la relación de adsorción doble logarítmica log-log es representada por el término b en la Ec. (9.12). Si b = 1 (es decir, si la relación en línea recta entre S y C en una gráfica doble logarítmica log-log tiene una pendiente de 45°), entonces los datos S contra C también se graficarán como una línea recta en una gráfica aritmética. Tal isoterma es denominada lineal, y de la Ec. (9.12) con b = 1,

\frac{dS}{dC} = K_d (9.13)

donde Kd es conocido como el coeficiente de distribución. Este parámetro es extensamente usado en estudios de contaminación de aguas subterráneas. Kd es una representación valida de la distribución entre líquidos y sólidos solo si las reacciones que causan la distribución son rápidas y reversibles y solo si el isoterma es lineal. Afortunadamente, muchos contaminantes de interés en los estudios de aguas subterráneas cumplen con estos requerimientos. Un tratamiento exhaustivo de isotermas de adsorción es presentado por Helfferich (1962), quien provee información detallada en muchos tipos importantes de isotermas en adición al isoterma de Freundlich.

La transferencia por adsorción u otros procesos químicos de masas contaminantes desde el agua de poro hasta la parte sólida del medio poroso, mientras que el flujo se produce, hace que la velocidad de avance del frente contaminante sea retrasada. Para ilustrar este concepto, el experimento clásico de columna mostrado en la Figura 9.1 (a) será nuevamente considerado. Se asume que se añaden dos trazadores al agua que pasa a través de la columna. Un trazador no se adsorbe y por lo tanto se mueve con el agua. El otro trazador experimenta adsorción y, conforme va viajando a través de la columna, parte de su masa es tomada por el medio poroso. Los dos trazadores son añadidos instantáneamente al agua en la entrada de la columna [entrada de función variable como se muestra en la Figura 9.1 (b)]. Cuando se produce el transporte, los dos trazadores se distribuyen en la columna de la manera representada esquemáticamente en la Figura 9.11. La masa de agua que transporta representada por el trazador no reactivo se mueve por delante del trazador reactivo. El perfil de concentración para el trazador no adsorbido se extiende como resultado de la dispersión. El perfil de concentración del frente del trazador reactivo también se extiende, pero viaja detrás del frente del trazador no reactivo. Por lo tanto, se dice que el trazador adsorbido es retardado.

Figure 9.11 Avance de los solutos adsorbidos y no adsorbidos a través de una columna de material poroso. La distribución de las especies adsorbidas es descrita por Kd. Velocidad relativa = 1/[1 + (ρb/n)/Kd]. Las entradas de soluto son a una concentración C0 en t > 0.

Para casos donde la partición del contaminante puede ser descrita adecuadamente por el coeficiente de distribución (es decir, adsorción reversible rápida, con isoterma lineal), el retraso del frente en comparación con la masa de agua es descrita por la relación

\frac{\bar{v}}{\bar{v}_c} = 1 + \frac{\rho_b}{n} \cdot K_d (9.14)

donde \bar{v} es la velocidad lineal media del agua subterránea y \bar{v}_c es la velocidad del punto C/C0 = 0.5 en el perfil de concentración del componente retrasado. La Ecuación (9.14) es comúnmente conocida como la Ecuación de retraso. El término 1 + \frac{\rho_b}{n} \cdot K_d se conoce como el factor de retraso. El reciproco del factor de retardo es conocido como la velocidad relativa (\frac{\bar{v}}{\bar{v}_c}). La Ecuación (9.14) fue desarrollada originalmente con una base empírica para su uso en ingeniería química por Vermeulen y Hiester (1952). Se aplicó por primera vez a problemas de agua subterránea por Higgins (1959) y Baetslé (1967, 1969). Baetslé indicó que puede ser usada para determinar el retraso del centro de masa de un contaminante que se mueve desde una fuente puntual mientras se somete a adsorción.

Para obtener una apreciación más cuantitativa de los efectos del retraso químico en la migración de contaminantes, se utilizarán algunos valores de parámetros representativos junto con la Ec. (9.14). Para los depósitos granulares no consolidados, la porosidad, expresada como una fracción, está comúnmente en el rango de 0.2-0.4. La densidad media de masa de los minerales que constituyen depósitos no consolidados es aproximadamente de 2.65. El intervalo de las densidades de la masa, ρb, que corresponden al rango de porosidad previo es de 1.6-2.1 g/cm3. Para estos rangos de porosidad y densidad de masa, los valores de ρb/n oscilan entre 4 a 10 g/cm. Por lo tanto una aproximación a la Ec. (9.14) es

\frac{\bar{v}}{\bar{v}_c} = (1 + 4K_d) \hspace{1mm}\text{to}\hspace{1mm} (1 + 10K_d) (9.15)

La única gran incógnita en la Ec. (9.15) es el coeficiente de distribución Kd. El coeficiente de distribución puede ser expresado como

K_d = \frac{\text{masa del soluto en la fase s󬩤a por unidad de masa de fase s󬩤a}}{\text{concentraci󮠤el soluto en soluci󮽽

Las dimensiones de esta expresión se reducen a L3/M. Los valores medidos de Kd son normalmente presentados en mililitros por gramos (m/g).

Los coeficientes de distribución para los solutos reactivos van desde valores cercanos a cero hasta 103 m/g o mayores. A partir de la Ec. (9.15) se deduce que si Kd = 1 m/g, el punto de concentración medio del soluto sería retrasado en comparación al caudal de agua subterránea por un factor entre 5 y 11. Para Kd, los valores que son órdenes de magnitud mayores que 1, el soluto es esencialmente inmóvil.

Para ilustrar adicionalmente el efecto de la partición de fase líquida a fase sólida, se utiliza un dominio de flujo en sección transversal parecido al que se muestra en las Figuras 9.8 y 9.10. El patrón de contaminación en esta sección transversal causado por una afluencia de agua con especies contaminantes de diferentes coeficientes de distribución se muestra en la Figura 9.12. Los patrones fueron obtenidos por Pickens y Lennox (1976) usando una solución de elementos finitos a la Ecuación de transporte con el término de reacción descrito por la Ec. (9.11). En el caso en donde Kd = 0 muestra la zona ocupada por una especie contaminante que no se ve afectada por reacciones químicas. Bajo esta condición, los procesos de advección y dispersión causan que el contaminante ocupe gradualmente una gran parte del dominio de flujo. El patrón de transporte es controlado por la historia de la entrada de contaminantes, por la distribución de velocidades y por la dispersión. En las especies contaminantes con Kd los valores mayores que cero ocupan una porción mucho menor del dominio de flujo. Si Kd = 10 m/g, la mayor parte de la masa contaminante migra solo a una distancia muy corta desde la zona de entrada durante el periodo de migración especificado. Esta situación puede ser anticipada considerando la magnitud de este valor de Kd en la Ec. (9.15). Existe una zona extensiva más allá de los contornos C/C0 = 0.1 que se muestran en la Figura 9.12 en los que el contaminante se produce a concentraciones muy bajas. Si el contaminante es dañino a bajas concentraciones, esta zona puede ser extremadamente importante, aunque solo incluya una pequeña porción de la masa total de contaminantes en el sistema de flujo.

Figura 9.12 Efecto del coeficiente de distribución sobre el retraso de contaminantes durante el transporte en un sistema de flujo de agua subterránea somero. Porosidad 0.3; conductividad hidráulica 0.5 m/día; αl = 10 m; αt = 0.5 m; tiempo de transporte 60 años; contornos de concentración a C/C0 = 0.9, 0.7, 0.5, 0.3, y 0.1 (según Pickens y Lennox, 1976).

Cuando una mezcla de contaminantes reactivos entra en la zona del agua subterránea, cada especie viajará a una velocidad dependiendo de su velocidad relativa, \bar{v}_c/\bar{v}. Después de un dado tiempo t, la nube de contaminante original se habrá segregado en diferentes zonas, cada una avanzando en la misma dirección a diferentes velocidades. Considerando el ejemplo de fuente puntual instantánea descrito por las ecuaciones (9.6) y (9.7), la posición del centro de masa de la nube migratoria es obtenida a partir de la velocidad relativa definida por el recíproco de \bar{v}_c/\bar{v} calculado a partir de la Ec. (9.14). La Ec. (9.6) puede ser usada para calcular la distribución de la concentración de las especies reactivas disueltas, con la sustitución de \tau por t, donde \tau = t(\bar{v}_c/\bar{v}). Puesto que la desviación estándar total de una distribución dada es función del tiempo y de la distancia recorrida, ambos parámetros influyen en el patrón de dispersión de cada especie retardada (Baetslé, 1969).

La aproximación del coeficiente de distribución para la representación de la distribución química de contaminantes en sistemas de flujo de aguas subterráneas está basada en la suposición de que las reacciones que dividen a los contaminantes entre las fases líquida y sólida son completamente reversibles. Conforme una pluma contaminante avanza a través de los trayectos del flujo, el frente es retrasado como resultado de la transferencia de parte de la masa contaminante a la fase sólida. Si se interrumpe la entrada de masa contaminante al sistema, los contaminantes serán transferidos de nuevo a la fase líquida conforme se descargue agua de baja concentración a través de la zona previamente contaminada. En esta situación el contaminante se mueve como una nube o enclave a través del sistema de flujo. Esto se ilustra en la Figura 9.13, la cual muestra la migración de un enclave contaminante a través de la sección transversal ilustrada en las Figuras 9.10 y 9.12.

Figura 9.13 Migración de un contaminante reactivo a través de un sistema de flujo de agua subterránea somero. (a) Relación concentración/tiempo para la fuente contaminante; (b) distribución de la concentración después de 20, 25, y 50 años. Porosidad 0.3; conductividad hidráulica 0.5 m/día; αl = 10 m; αt = 0.5 m; contornos de concentración en C/C0 = 0.9, 0.7, 0.5, 0.3, y 0.1 (según Pickens y Lennox, 1976).

Inicialmente, la zona contaminada se localiza debajo del área de entrada. Después de que se interrumpe la entrada de agua contaminada, la masa contaminante se mueve a lo largo de los trayectos de flujo, dejando una zona de menos agua contaminada por debajo del área de entrada. Conforme pasa el tiempo, los contaminantes son expulsados del sistema de flujo. Si las reacciones de partición son completamente reversibles, todas las evidencias de contaminación se eliminan del sistema a medida que se produce la desorción completa. Por lo tanto, si las reacciones son reversibles, los contaminantes no pueden aislarse permanentemente en la zona subsuperficial, aun cuando el retraso del frente de concentración pueda ser fuerte. En algunas situaciones una porción de la masa contaminante transferida a la parte sólida del material poroso por adsorción o precipitación está irreversiblemente fija en comparación a la escala de tiempo de interés. Esta porción no es transferida de nuevo al agua de poro a medida que pasa el agua nueva a través del sistema y por lo tanto se aísla en el medio subterráneo.

Cuando se utiliza el coeficiente de distribución para determinar el retraso del contaminante, se asume que las reacciones de distribución son muy rápidas en comparación con la velocidad del movimiento del agua subterránea. Sin embargo, muchas sustancias no reaccionan lo suficientemente rápido con el medio poroso para que esta suposición sea válida. Cuando los contaminantes de este tipo se mueven a través de medios porosos, avanzan más rápido de lo que lo harían si las reacciones producen relaciones de distribución de tipo Kd. Esto se ilustra en la Figura 9.14, la cual muestra el frente de desequilibrio en una posición entre el frente de un trazador no retrasado y el frente de un trazador retrasado descrito por la relación Kd. El análisis del movimiento de los contaminantes que se someten a distribución de una manera que no puede ser descrita por relaciones de equilibrio requiere información sobre las velocidades de reacción entre el contaminante y el medio poroso. Esta información es difícil de obtener. En los estudios de campo la Ecuación de retraso descrita anteriormente se utiliza a menudo debido a su simplicidad o porque hay una falta de información sobre las velocidades de reacción. Esto puede conducir a graves errores en la predicción de tazas de migración de contaminantes en sistemas donde los factores cinéticos son importantes.

Figura 9.14 Avance de contaminantes reactivos y no reactivos a través de una columna. (a) Frente disperso de un soluto no retardado; (b) frente de soluto que experimenta una distribución equilibrada entre líquidos y sólidos; (c) frente de soluto que experimenta una velocidad de transferencia más lenta a los sólidos.

Transporte en Medios Fracturados

A pesar de que el transporte de contaminantes en materiales geológicos fracturados se rige por los mismos procesos que en los medios granulares— es decir, advección dispersión mecánica, difusión molecular, y reacciones químicas— los efectos en los medios fracturados pueden ser diferentes. La porosidad efectiva de fractura de las rocas fisuradas y de los materiales cohesivos consolidados que se fracturan, tales como tillitas, limos, o arcilla, es normalmente muy pequeña. Los valores en el orden de 1–0.001%, o 10–2–10–5 expresados como fracción, no son inusuales. A pesar de que las porosidades son pequeñas, las velocidades del agua subterránea pueden ser grandes. La razón de esto se puede deducir de la relación de Darcy modificada (Sección 2.12)

\bar{v} = - \frac{K}{n_f}\frac{dh}{dl} (9.16)

En donde \bar{v} es la velocidad lineal media del agua en las fracturas, K es conductividad hidráulica de la masa del medio fracturado, nf la porosidad de fractura en la masa, y dh/dl el gradiente hidráulico. Esta relación trata el medio fracturado como un medio poroso equivalente. Los parámetros en las ecuaciones se relacionan a un segmento de volumen del medio que es suficientemente grande para ser descrito por conductividad hidráulica y porosidad media sobre el volumen de la masa. En este enfoque cada abertura de fractura se considera muy pequeña en relación con el volumen de masa del dominio sobre el cual se mide K. Por lo tanto, el número de fracturas en este dominio debe de ser grande.

Con fines ilustrativos consideraremos un medio que tiene una conductividad hidráulica de la masa de 10–8 m/s y una porosidad de fractura de 10–4. Estos valores podrían representar condiciones en un granito ligeramente fracturado. Usando un gradiente hidráulico de 10–2, el cual está dentro del rango comúnmente observado en situaciones de campo, la velocidad del agua subterránea calculada a partir de la Ec. (9.16) es de 10 m/año. Esta velocidad es muy alta comparada con las velocidades en materiales granulares no fracturados de grano fino. Por ejemplo, un medio granular no fracturado, tal como un depósito de limo, con esta conductividad hidráulica y gradiente y una porosidad intergranular de 0.3 tendría una velocidad del agua subterránea de aproximadamente 0.003 m/año. El flujo de agua (volumen de agua por unidad de tiempo que pasa a través de un área transversal especificada) en estos dos casos es el mismo y es extremadamente pequeño. Aunque la Ec. (9.16) puede ser usada para calcular las velocidades medias en medios fracturados, no proporciona ninguna indicación de las velocidades en las fracturas individuales. Dependiendo de la apertura de la fractura y de la rugosidad de la pared, la velocidad del agua subterránea puede desviarse del promedio por órdenes de magnitud.

Previamente se indicó que en el análisis matemático de dispersión mecánica en medios granulares, se asume que los medios son isotrópicos con respecto a la dispersividad. Es decir, la dispersividad longitudinal en un punto en el medio tiene un único valor, independientemente de la dirección del vector de velocidad. Cada una de las dispersividades transversales tiene un único valor relativo a la dispersividad longitudinal. Las diferencias entre las dispersividades longitudinales y transversales están relacionadas con el mecanismo de dispersión más que con las propiedades direccionales del medio. Sin embargo, los materiales geológicos fracturados son notoriamente anisotrópicos con respecto a la orientación y frecuencia de las fracturas. Se puede esperar que la dispersión de solutos durante el transporte a través de varios tipos de rocas fracturadas no pueda ser descrita por las ecuaciones desarrolladas para materiales granulares homogéneos. Se sabe poco sobre la dispersión en los medios fracturados. Un enfoque común en las investigaciones de campo de migración de contaminantes en roca fracturada es tratar el problema de la misma manera matemáticamente que para el medio poroso granular. Se desconoce la escala a partir de la cual este enfoque se vuelve válido en el análisis de las situaciones de campo. La afirmación de Castillo et al. (1972) es apropiada como un comentario concluyente en este tema:

Aunque los aspectos teóricos básicos de. . . (dispersión) . . . han sido tratados extensamente para el caso donde el estrato permeable está compuesto de materiales granulares, el concepto clásico de flujo a través de un medio poroso es generalmente inadecuado para describir el comportamiento del flujo en la roca fracturada, y se vuelve cada vez más inadecuado para el análisis de dispersión. A pesar de esas limitaciones, se ha dirigido un pequeño trabajo para extender esas ideas para manejar el flujo a través de formaciones de roca fracturada (p. 778).

Es necesaria una modificación en el enfoque para que el coeficiente de distribución o el concepto de isoterma sea aplicable en el análisis de la migración de contaminantes reactivos a través de medios fracturados. Para materiales granulares la cantidad de soluto adsorbido en la parte sólida de los medios porosos, es expresada por unidad de masa del medio en estado seco. Por conveniencia, la unidad de masa del medio poroso es usada como una cantidad de referencia. Un enfoque más mecánico, pero menos conveniente consistiría en usar una superficie unitaria del medio poroso como cantidad de referencia. Esto sería un enfoque razonable porque las reacciones de adsorción están mucho más relacionadas con la superficie del medio solido que con la masa del medio. No obstante, para materiales granulares como arenas, limos, y arcillas, el uso de la densidad de masa en la definición del coeficiente de distribución normalmente produce resultados aceptables. Con este enfoque, las medidas de áreas de superficies efectivas no son necesarias.

En el caso de la migración de contaminantes a través de materiales fracturados, es más apropiado, como sugiere Burkholder (1976), expresar el coeficiente de distribución Ka en una base de superficie de área por unidad.

Por lo tanto, es definido como

K_a = \frac{\text{masa de soluto en la fase s󬩤a por unidad de Ქa de fase s󬩤a}}{\text{concentraci󮠤e soluto en soluci󮽽

Las dimensiones de esta expresión son [M/L2 · L3/M] o [L]. Las unidades que son usadas comúnmente son mililitros por centímetro cuadrado.

Por lo tanto, la Ecuación de retraso se convierte en

\frac{\bar{v}}{\bar{v}_c} = 1 + AK_a (9.17)

En donde A es el área de la superficie para el espacio vacío (volumen) a razón [1/L] para la apertura de fractura a través de la cual se está transportado el soluto. Resulta evidente de esta relación que las fracturas con aperturas más pequeñas producen un mayor retraso de los solutos reactivos. El coeficiente de distribución en esta expresión de retraso tiene las mismas suposiciones inherentes que la Ec. (9.14), es decir: las reacciones de distribución son reversibles y rápidas en comparación a la velocidad de flujo.

La Ecuación (9.17) es simple en términos conceptuales, pero es difícil de aplicar a sistemas naturales. Si se puede obtener información sobre la apertura de una fractura y si se supone que la superficie de fractura es plana, A = 2/b, donde b es el ancho de la apertura (sección 2.12). Las superficies de fractura por lo general tienen irregularidades a pequeña escala y por lo tanto pueden tener áreas de superficie mucho más grandes que las superficies planas. En la determinación de la isoterma de adsorción o coeficiente de distribución de la fractura, se mide la distribución del contaminante entre el fluido en contacto con la fractura y la superficie de la fractura. Si la superficie de la fractura es irregular o contiene una capa de material erosionado o precipitados químicos, el área de la superficie actual con la cual el contaminante reacciona es desconocida. Es indeterminado si no se elabora un esfuerzo experimental. Un enfoque práctico es expresar la Ka relacionada al área de una superficie de fractura plana ficticia, en cuyo caso la relación de retraso se vuelve

\frac{\bar{v}}{\bar{v}_c} = 1 + \frac{2K_a}{b} (9.18)

Se debe tener en cuenta que la Ec. (9.17) solo es válida para materiales fracturados en los cuales la porosidad de la masa sólida entre fracturas es insignificante. Cuando se producen contaminantes en las fracturas, existe un gradiente de concentración de contaminantes entre el fluido de la fractura y el fluido en el material no fracturado adyacente a la fractura. Si la matriz solida es porosa, una porción de la masa contaminante se desplazará por difusión molecular desde la fractura hasta la matriz. Esta masa se elimina, por lo menos temporalmente, del régimen de flujo en la fractura abierta.

La Figura 9.15 ilustra el efecto de la difusión de la matriz sobre la distribución de la concentración de contaminantes reactivos y no reactivos que migran a través de una fractura en un medio con una matriz porosa. Para efectos ilustrativos se asume que la dispersión dentro de la fractura es insignificante. La comparación de la Figura 9.15 (a) y (b) indica que la difusión en la matriz hace que la concentración en la fractura disminuya gradualmente hacia el frente de la zona contaminante que va avanzando. La masa del contaminante que avanza en la zona de la fractura parece ser retrasada, porque parte de la masa contaminante es transferida a la matriz.

Figura 9.15 Efecto de la difusión sobre la migración de contaminantes en medios porosos fracturados. (a) Transporte hidráulico unidireccional en una fractura en un medio no poroso; (b) transporte hidráulico unidireccional con migración hacia la matriz como resultado de la difusión y adsorción molecular; (c) transporte hidráulico unidireccional con difusión molecular y adsorción (perfiles de concentración relativa de los contaminantes reactivos dentro de la fractura mostrada en el tiempo t1.

La forma general del perfil longitudinal es de alguna manera similar a la producida por dispersión longitudinal en materiales granulares. Si el contaminante experimenta adsorción, el efecto de la difusión es la causa de que la adsorción se presente en un área superficial mucho mayor que la que sería, en el caso de que la masa contaminante permaneciera completamente dentro de la fractura. Una parte del contaminante se adsorbe sobre la superficie de la fractura y conforme ocurre la difusión una porción es adsorbida en la matriz. El efecto combinado de la adsorción sobre la superficie de la fractura y la adsorción en la matriz es hacer que la masa contaminante en la fractura sea retrasada en comparación con el avance que ocurriría en la ausencia de adsorción [Figura 9.15 (c)].

La distribución de contaminantes en un acuífero poroso fracturado que recibe residuos de una fuente superficial es ilustrada esquemáticamente en la Figura 9.16. Conforme pasa el tiempo, la zona de contaminación se difundirá más lejos en la matriz porosa. Si se interrumpe la fuente de contaminación, la masa contaminante en la matriz porosa se difundirá de nuevo a las aperturas de las fracturas conforme el agua dulce es descargada a través de la red de fracturas.

Figura 9.16 Representación esquemática de la migración de contaminantes desde una fuente superficial a través de una caliza porosa fracturada.

La difusión molecular es un proceso que ocurre a una velocidad suficientemente rápida como para ejercer una fuerte influencia en el comportamiento de los contaminantes, en muchos tipos de materiales fracturados. Incluso el granito tiene una porosidad primaria apreciable y permeabilidad, con valores de porosidad comúnmente tan grandes como 0.05-1.0% y conductividad hidráulica del orden de 10–12 m/s. En el principal acuífero calcáreo de Gran Bretaña, estudios detallados muestran que las distribuciones subterráneas de tritio y nitrato en las calizas están fuertemente influenciadas por la difusión de estos constituyentes en las fracturas, donde ocurre un flujo rápido, hacia el interior de la matriz de rocas porosas (Foster, 1975). En la Región de las Llanuras de América del Norte, los depósitos de tillitas glaciales y arcilla glacio-lacustre suelen estar fracturados (Sección 4.4). Grisak et al. (1976) indican que aunque las fracturas son generalmente una ruta importante del flujo de agua subterránea, la evolución química del agua subterránea es controlada por la difusión de productos de reacción disueltos de la matriz arcillosa en la red de fractura.

9.3 Comportamiento hidroquímico de los contaminantes

En esta sección, se discutirá el comportamiento hidroquímico de los contaminantes en el agua subterránea. No es factible abarcar todos los procesos hidroquímicos que afectan los contaminantes en el agua subterránea en este texto. Nuestro propósito es ilustrar algunos de los procesos más importantes que controlan el comportamiento de varios grupos de contaminantes con diferentes propiedades hidroquímicas. El origen y las causas de la contaminación del agua subterránea se tratan en la Sección 9.4.

Nitrógeno

El contaminante más común identificado en las aguas subterráneas es el nitrógeno disuelto en forma de nitrato (\ce{NO^-_3}). Este contaminante se extiende cada vez más debido a las actividades agrícolas y a la descarga de las aguas residuales tanto superficialmente como subterráneamente. La presencia en concentraciones indeseables amenaza a grandes sistemas acuíferos en muchas partes del mundo. Aunque \ce{NO^-_3} es la forma principal en la cual el nitrógeno se produce en las aguas subterráneas, el nitrógeno disuelto también se produce en forma de amonio (\ce{NH^+_4}), amoníaco (NH3), nitrito (\ce{NO^-_2}), nitrógeno (N2), óxido nitroso (N2O) y nitrógeno orgánico. El nitrógeno orgánico es el nitrógeno incorporado en sustancias orgánicas.

El nitrato en el agua subterránea proviene generalmente de fuentes de nitratos en la superficie terrestre, en la zona del suelo o en las zonas poco profundas del subsuelo donde se encuentran enterrados desechos ricos en nitrógeno (Figura 9.17). En algunas situaciones \ce{NO^-_3} entra en el sistema de aguas subterráneas se origina como \ce{NO^-_3}; en residuos o fertilizantes aplicados a la superficie terrestre. Éstos se designan como fuentes directas del nitrato en la Figura 9.18. En otros casos, \ce{NO^-_3} se origina por conversión de nitrógeno orgánico o \ce{NH^+_4}, que se producen naturalmente o se introducen en la zona del suelo por las actividades antropogénicas. Los procesos de conversión de nitrógeno orgánico a \ce{NH^+_4} se conocen como amonificación. A través del proceso de nitrificación, el \ce{NH^+_4} es convertido a \ce{NO^-_3} por oxidación. La amonificación y la nitrificación son procesos que normalmente ocurren por encima de la napa freática, donde la materia orgánica y el oxígeno son abundantes. Así mismo, en la Figura 9.18 estos procesos se representan como productores de \ce{NO^-_3} fuera de las fronteras del sistema de flujo de agua subterránea.

Las concentraciones de nitratos \ce{NO^-_3} en el rango comúnmente reportado para el agua subterránea no están limitados por restricciones de solubilidad. Debido a esto y a su forma aniónica, el \ce{NO^-_3} es muy móvil en el agua subterránea. En el agua subterránea se oxidan fuertemente, el \ce{NO^-_3} es la forma estable del nitrógeno disuelto. Se mueven con el agua subterránea sin transformación y con poco o nulo retraso. El agua subterránea muy somera en sedimentos altamente permeables o en rocas fracturadas, contiene comúnmente O2 disuelto de manera considerable. Es en estos ambientes hidrogeológicos donde el \ce{NO^-_3} comúnmente migra a grandes distancias provenientes de las áreas de aportación.

Figura 9.17 Fuentes y vías de entrada del nitrógeno en el subsuelo.
Figura 9.18 Entradas y transformaciones de nitrógeno en el sistema de agua subterránea.

Una disminución del potencial redox del agua subterránea puede, en algunas situaciones, causar desnitrificación, un proceso por el cual \ce{NO^-_3} se reduce a N2O o N2 (Figura 9.17). Este proceso es representado químicamente en la Tabla 3.11. En un sistema ideal, el cual es descrito por termodinámica reversible, la desnitrificación pudiera ocurrir a un potencial redox de aproximadamente 4.2 como pE (o +250 mv como Eh) en agua en pH 7 y 25 ° C. A este potencial redox, el agua carecería de O2 disuelto (es decir, por debajo del límite de detección). El \ce{NO^-_3} Se reduce a N2O y luego, si el potencial redox disminuye aún más, el N2O se reduce a N2. Estos productos de reacción existen como especies disueltas en el agua subterránea. Si el agua se mueve hacia la zona vadosa, una porción del N2O o N2 puede ser perdida por la desgasificación del aire contenido en el suelo (Figura 9.18).

La Figura 9.18 indica que además de la vía de desnitrificación para la reducción de NO3, existe una vía que conduce a \ce{NH_4^+}. Por razones bioquímicas sólo una pequeña fracción de \ce{NO_3^-} es la que sufre reducción. Si \ce{NH_4^+} se produce en el agua subterránea mediante este proceso, la mayor parte eventualmente se adsorberá en partículas de arcillas o limos en los materiales geológicos.

Desde el punto de vista de la calidad del agua, la desnitrificación en las aguas subterráneas es un proceso deseable. El incremento de las concentraciones disueltas de N2O o N2 no es dañino para el agua potable. En contraste, el \ce{NO^-_3} en concentraciones superiores a 45 mg/ hace que el agua no sea apta para el consumo en infantes humanos. Si el agua tiene más de 450 mg/ de \ce{NO^-_3} se hace inadecuada para el consumo en ganado.

La desnitrificación es un proceso que ha sido observado en numerosas investigaciones de sistemas de suelos en el laboratorio y campo. Dada una fuente de materia orgánica y abundante \ce{NO^-_3}, los sistemas bacterianos en el suelo son capaces de desnitrificar grandes cantidades de \ce{NO^-_3}. La desnitrificación en la zona de aguas subterráneas, sin embargo, es un proceso poco conocido. Al parecer la falta de materia orgánica adecuada en la zona comúnmente inhibe el crecimiento de bacterias desnitrificantes en las aguas subterráneas. Esto limita la tasa de desnitrificación, incluso si el sistema redox ha evolucionado hacia la reducción de las condiciones. Sin embargo, como el agua subterránea fluye comúnmente a baja velocidad, una tasa lenta de desnitrificación puede ser significativa con respecto al presupuesto de nitratos del ambiente subsuperficial. Para las discusiones sobre situaciones de campo en las que se presentan evidencias que indican la desnitrificación en acuíferos, se hace referencia al lector a Edmunds (1973) y Gillham y Cherry (1978).

Elementos traza metálicos

En los últimos años, la movilidad de los metales traza en las aguas subterráneas ha recibido considerable atención. De especial interés son los metales traza para los cuales se han establecido límites máximos permisibles o recomendados en las normas de agua potable. Estos incluyen Ag, Cd, Cr, Cu, Hg, Fe, Mn y Zn (ver Tabla 9.1). Durante la próxima década esta lista puede crecer a medida que se aprenda más sobre el papel de los metales traza en la salud humana y la ecología. Aunque estos elementos rara vez ocurren en aguas subterráneas en concentraciones suficientemente grandes como para comprender un porcentaje significativo del total de sólidos disueltos, sus concentraciones pueden ser, dependiendo de la fuente y el ambiente hidroquímico, por encima de los límites especificados en las normas de agua potable. La mayoría de los elementos enumerados anteriormente están en un grupo elemental al que los químicos llaman los elementos de transición. Muchos de estos elementos también se conocen como metales pesados.

Los metales traza en el agua subterránea natural o contaminada, a excepción del hierro, casi invariablemente se producen en concentraciones muy por debajo de 1 mg/. Las concentraciones son bajas debido a las limitaciones impuestas por la solubilidad de minerales o sustancias amorfas y adsorción sobre minerales arcillosos o sobre óxidos hidratados de hierro y manganeso o materia orgánica. También puede ser importante la sustitución isomorfa o coprecipitación con minerales o sólidos amorfos.

Un rasgo característico de la mayoría de los metales traza en el agua es su tendencia a formar especies hidrolizadas y formar especies complejas combinando con aniones inorgánicos tales como \ce{HCO^-_3}, \ce{CO^{2-}_3}, \ce{SO^{2-}_4}, Cl, F y \ce{NO^-_3}. En ambientes de agua subterránea contaminada con compuestos orgánicos disueltos, los complejos orgánicos también pueden ser importantes. Expresado en términos de los productos de hidrólisis, la concentración total de un metal Mτ que en la forma no hidrolizada existe como Mn+ es

\ce{M}_\tau = (\ce{M}^{n+}) + (\ce{MOH}^{(n-1)+}) + (\ce{M(OH)2}^{(n-2)+})+...

Si se conoce la concentración total Mτ, las concentraciones de las otras especies pueden calcularse utilizando ecuaciones de acción de masas con constantes de equilibrio derivadas de datos termodinámicos (Leckie y James, 1974). Usando zinc como ejemplo, las especies hidrolizadas y los complejos inorgánicos que se formarían incluirían ZnOH+, \ce{Zn(OH)^o_2}, Zn(OH)42-, ZnCl, \ce{ZnSO^o_4} y \ce{ZnCO^o_3}. La presencia y movilidad del zinc en el agua subterránea requiere considerar estas y otras especies disueltas. Los análisis químicos del zinc en el agua subterránea proporcionan información directa únicamente sobre el contenido total de zinc en el agua. El porcentaje de la concentración total existente como especies hidrolizadas aumenta con el aumento del pH del agua. Complejos de zinc con Cl, SO42–, y \ce{HCO^-_3} aumentan con concentraciones crecientes de estos aniones en solución. En la Sección 3.3, se demostró que las especies disueltas en el agua subterránea que resultan de la formación de complejos con iones mayores se pueden calcular a partir de análisis de las concentraciones totales de los constituyentes principales. De la misma manera, la concentración de complejos metálicos traza puede calcularse utilizando datos de concentración de análisis de laboratorio. La capacidad para predecir la movilidad de los metales traza en las aguas subterráneas puede depender de la capacidad de predicción de las concentraciones de los complejos más importantes formados por el elemento en el agua. Aunque la información sobre las formas libres y complejas es a menudo necesaria para comprender la movilidad de los metales traza, los valores de concentración indicados en las normas de calidad del agua son las concentraciones totales.

Casi todos los metales traza de interés en los problemas del agua subterránea están influenciados por condiciones redox, como resultado de ya sea cambios en el estado de oxidación del metal traza o de elementos no metálicos con los que forma complejos. El entorno redox también puede influir indirectamente en las concentraciones de metal traza como resultado de los cambios en las fases sólidas en el medio poroso causadas por la adsorción del metal. En la siguiente discusión, el mercurio se utiliza para ilustrar la influencia de las condiciones redox y el acomplejamiento. En la Figura 9.19 se muestran los diagramas de pE-pH para Hg, en agua que contiene Cl y especies de azufre disuelto. La Figura 9.19 (a) indica los principales compuestos sólidos de mercurio que se producen en los diferentes campos de estabilidad pH-pE y el campo en el que se produce el mercurio líquido.

Figure 9.19 Campos de estabilidad de las fases sólidas y especies acuosas de mercurio en función del pH y pE a una presión total de 1 bar. (a) Fases sólidas calculadas para condiciones de 10–3 molal de Cl y SO42– en solución; (b) especies acuosas calculadas para condiciones de 10–3 molal SO42– y 10–3 y 10–1 molal de Cl. Las líneas discontinuas finas indican la frontera expandida del campo \ce{HgCl^o_2}(aq) a mayor concentración de Cl. (Después de Beckie y James, 1974).

En la Figura 9.19 (b) se muestra la especie Hg acuosa dominante en equilibrio con estas fases sólidas que contienen concentraciones apreciables de SO42– y Cl. En el alto Cl agua, \ce{HgCl^o_2} es la especie dominante disuelta en Hg en el rango de pH normal de las aguas subterráneas en condiciones oxidantes. A bajas concentraciones de Cl, HgO es la fase sólida de equilibrio y \ce{Hg(OH)^o_2} es la especie disuelta dominante con un alto potencial redox. La reacción de equilibrio principal en este entorno de pH-pE es

\ce{HgO + H2O = Hg(OH)^o_2} (9.19)

A 25 ° C, log K para esta reacción es -3,7. La concentración de equilibrio de esta reacción es por lo tanto 47 mg/. Esta concentración es de 4 órdenes de magnitud por arriba del nivel máximo permisible para el agua potable. En la mayor parte del dominio de pH-pE por debajo del campo de estabilidad de HgO (s), las restricciones de solubilidad producen concentraciones de equilibrio de mercurio disuelto total considerablemente por debajo de este nivel. En gran parte del dominio redox, las concentraciones de equilibrio están por debajo de los niveles máximos permitidos en el agua potable.

Algunos de los metales traza también tienen grandes concentraciones de equilibrio en aguas con alto potencial redox. En el agua subterránea anaerobia, la insolubilidad relativa de los minerales de sulfuro puede limitar los metales traza a concentraciones extremadamente bajas. En el agua subterránea no ácida con altas concentraciones de carbono inorgánico disuelto, la solubilidad de los materiales carbonatados, si se alcanza el equilibrio, mantiene concentraciones de metales tales como cadmio, plomo y hierro a niveles muy bajos. Este es el caso siempre que no exista una cantidad excesiva de sustancias complejas inorgánicas u orgánicas en el agua.

Además de las limitaciones ejercidas por las solubilidades de las sustancias sólidas y los efectos sobre ellas causadas por la formación de complejos disueltos, la ocurrencia y movilidad de los metales traza en los ambientes de aguas subterráneas puede ser fuertemente influenciada por los procesos de adsorción. En algunas aguas subterráneas, muchos de los metales traza se mantienen por adsorción en concentraciones muy por debajo de las que existirían como resultado solamente de restricciones de solubilidad. La adsorción de metales en sistemas sub superficiales se produce debido a la presencia de minerales arcillosos, materia orgánica y las otras sustancias cristalinas y amorfas que conforman el medio poroso. En algunos materiales geológicos, la adsorción de metal traza está controlada por sustancias cristalinas o amorfas que están presentes sólo en pequeñas cantidades. Por ejemplo, Jenne (1968) indica que los óxidos hidratados de Fe y Mn proporcionan el principal control sobre la fijación de Co, Ni, Cu y Zn en suelos y sedimentos de agua dulce. En ambientes oxidantes, estos óxidos se producen como recubrimientos sobre granos y pueden aumentar la capacidad de adsorción del medio lejos de proporción con su porcentaje de ocurrencia relativos a otros sólidos. Los recubrimientos de óxido hidratado pueden actuar como recolectores con respecto a los metales traza y otros constituyentes tóxicos.

Los precipitados de hierro hidratado y óxido de manganeso se denotan usualmente como Fe(OH)3 (s) y MnO2 (s). FeOOH (s) es utilizado en algunas ocasiones para designar a los precipitados de óxido de hierro. Los óxidos de hierro y manganeso pueden ser amorfos en rayos X (es decir, no cristalinos) o cristalinos. En forma cristalina, el óxido de hierro hidratado se conoce como goethita mineral, o si la composición es Fe2O3, como hematita. Los precipitados de óxido de hierro hidratado son generalmente mezclas de diferentes fases. Formas cristalinas como goetita y hematita se forman como resultado del envejecimiento a largo plazo de precipitados amorfos (Langmuir y Whittemore, 1971).

Un diagrama de pH-Eh para el hierro en agua que contiene carbono inorgánico disuelto y especies de azufre disuelto se muestra en la Figura 9.20. Dentro del rango de pH típico del agua subterránea, Fe(OH)3 (s) es termodinámicamente estable a valores de pE moderados a altos. En aguas subterráneas con carbono inorgánico disuelto y azufre, FeCO3 (s) (siderita) y FeS2 (pirita o marcasita), son estables a valores de pE más bajos. En la Figura 9.20 los límites del campo Fe(OH)3 (s) tienen una incertidumbre considerable debido a la incertidumbre en los datos de energía libre para Fe(OH)3 (s). Sin embargo, el diagrama pH-pE sirve para ilustrar que la existencia de Fe(OH)3 (s) depende de las condiciones redox.

Figura 9.20 Campos de estabilidad para las principales fases sólidas y especies acuosas de hierro en agua en función del pH y pE a 25 ° C y 1 bar. Las líneas discontinuas representan la solubilidad del hierro. Campos de estabilidad y solubilidad del hierro calculados para condiciones de azufre disuelto total = 10–4 mol/ y bicarbonato = 10–2 mol/ (después de Hem, 1967).

De esto se deduce que la capacidad de adsorción de metal traza de un sistema de agua subterránea puede variar enormemente de una zona a otra. Si las actividades del hombre perturban el régimen de pH-pE, una zona que inicialmente tiene una fuerte capacidad para la adsorción de metal traza puede perder esta capacidad, o puede ocurrir lo contrario.

En resumen, se puede concluir que la química ambiental de los metales traza es compleja. Es difícil predecir su comportamiento de transporte en los sistemas de agua subterránea actualmente. En muchos ambientes sub superficiales las reacciones de adsorción y precipitación hacen que los frentes de estos elementos se muevan muy lentamente en relación con la velocidad del agua subterránea. No es sorpresivo, por lo tanto, que se hayan reportado relativamente pocos casos de contaminación de aguas subterráneas por trazas de metales (Kaufman, 1974). Sin embargo, en situaciones donde ocurre contaminación por metales traza, las consecuencias pueden ser graves.

Leckie y James (1974) y Leckie y Nelson (1977) proporcionan revisiones más completas del comportamiento del metal traza en sistemas acuosos. Matthess (1974) ha revisado la ocurrencia y los controles de metales traza en aguas subterráneas naturales y contaminadas.

Elementos traza no metálicos

De los elementos no metálicos listados en la tabla periódica, sólo unos pocos han recibido atención en las investigaciones de aguas subterráneas. Estos incluyen carbono, cloro, azufre, nitrógeno, flúor, arsénico, selenio, fósforo y boro. Las formas disueltas de carbono (\ce{HCO^-3}, CO32, CO2, H2CO3), de cloro (Cl) y de azufre (SO42–, HS, H2S) ocurren en abundancia en la mayoría de las aguas subterráneas naturales y contaminadas. El origen geoquímico y el comportamiento de estos constituyentes se describen en los Capítulos 3 y 7 y no es necesario que se citen aquí. El nitrógeno en las aguas subterráneas se discutió anteriormente en este capítulo. Nuestro propósito aquí es revisar brevemente el comportamiento hidroquímico de los otros constituyentes inorgánicos no metálicos importantes que se presentan como contaminantes o como constituyentes naturales tóxicos en el agua subterránea. Serán considerados los siguientes componentes: arsénico, fluoruro, selenio, boro y fosfato. Estos componentes raramente están presentes en aguas naturales o contaminadas en concentraciones superiores a 1 mg/. Los límites para los cuatro primeros componentes de esta lista se incluyen en los estándares de agua potable (Tabla 9.1).

El arsénico y sus compuestos han sido ampliamente utilizados en pigmentos, como insecticidas y herbicidas, como una aleación en metales y como agentes de guerra química (Ferguson y Gavis, 1972). Los compuestos orgánicos sintéticos han reemplazado al arsénico en la mayoría de estos usos, pero debido al uso pasado ya las contribuciones de los residuos de procesamiento de minerales y de fuentes naturales, el arsénico sigue siendo un elemento de interés en términos de calidad ambiental. Ferguson y Gavis (1972) concluyeron que las concentraciones de arsénico en aguas naturales se acercan o superan con frecuencia los límites especificados en las normas de agua potable.

La geoquímica del arsénico ha sido descrita por Onishi y Sandell (1955). Ferguson y Gavis (1972) han revisado el ciclo del arsénico en aguas naturales. El arsénico se produce en cuatro estados de oxidación, + V, + III, 0 y -III. El estado -III es estable sólo a valores de pE extremadamente bajos. En el rango de pH típico de las aguas subterráneas, las formas sólidas de arsénico sólido son As2O5 (s) y As2O3 (s). Estos sólidos son suficientemente solubles para que existan especies de arsénico disueltas en concentraciones muy por encima de la concentración permisible en agua potable. Bajo condiciones oxidantes, las siguientes especies de arsénico disuelto son estables: \ce{H3AsO^o_4}, \ce{H2AsO^-_4}, HAsO42– y AsO43. Bajo condiciones medianamente reductoras, \ce{H3AsO^o_4}, \ce{H2AsO^-_3} y HAsO32– son predominantes. A valores bajos de pE en aguas con concentraciones moderadas o grandes de especies de azufre disueltas, los sulfuros As2S3 y AsS son estables. En estas condiciones, el arsénico disuelto total está limitado por restricciones de solubilidad a concentraciones muy por debajo del límite para el agua potable. Sin embargo, a condiciones más altas de pE, las especies de arsénico disuelto pueden ocurrir a concentraciones de equilibrio que están muy por encima del límite permisible para el agua potable. El hecho de que las especies disueltas dominantes estén descargadas o cargadas negativamente sugiere que la adsorción y el intercambio iónico causarán poco retraso ya que estas especies son transportadas a lo largo de la trayectoria de flujo de aguas subterráneas.

De los diversos elementos no metálicos para los cuales se establecen límites máximos permisibles en los estándares de agua potable, dos de ellos, el fluoruro y el selenio, son de interés principalmente debido a las contribuciones de fuentes naturales y no de fuentes derivadas del hombre. Aunque dentro del uso estricto del término, estos constituyentes derivados de fuentes naturales no son contaminantes incluso si ocurren a niveles tóxicos, su ocurrencia será discutida en esta sección.

El selenio es un elemento no metálico que tiene algunas propiedades geoquímicas similares al azufre. El selenio puede existir en los estados de oxidación + VI, + IV y -II, y ocurre en concentraciones apreciables en rocas tales como esquisto, carbón, minerales de uranio y en algunos suelos (Lewis, 1976). Las solubilidades acuosas de las sales de selenio son en general mayores que las de las sales de sulfato. En forma disuelta en el agua subterránea, el selenio está presente principalmente como SeO32– y SeO44–. Estudios experimentales de Moran (1976) indican que las concentraciones de selenio en el agua subterránea pueden ser controladas por adsorción en recubrimientos o partículas coloidales de óxido de hierro hidratado. En muchos sistemas de aguas subterráneas, sin embargo, hay tan poco selenio presente en las rocas o suelos que la disponibilidad es el principal factor limitante. Sin embargo, hay excepciones a esta generalización. Por ejemplo, Moran (1976) ha descrito un área en Colorado en la cual las aguas de muchos pozos tienen concentraciones de selenio que exceden los límites permisibles para el agua potable.

El fluoruro, debido a los efectos benéficos sobre la salud dental que se han reclamado para él y, por consiguiente, debido a su uso como aditivo de suministro de agua municipal en muchas ciudades, es un componente que ha recibido mucha atención en las últimas décadas. El flúor es un componente natural del agua subterránea en concentraciones que varían de menos de 0,1 mg/ a valores tan altos como 10-20 mg/. Los límites máximos permitidos para el agua potable varían de 1,2 a 2,4 mg/ (Tabla 9.1), dependiendo de la temperatura de la región. Las concentraciones recomendadas para una salud dental óptima son cercanas a 1 mg/, pero también varían ligeramente dependiendo de la temperatura de la región. Las concentraciones naturales de F en las aguas subterráneas dependen de la disponibilidad de F en las rocas o minerales encontrados por el agua a medida que se mueve a lo largo de sus trayectorias de flujo y sobre las restricciones de solubilidad impuestas por la fluorita CaF2 o la fluorapatita Ca3(PO4)2 • CaF2. Las relaciones de disolución-precipitación de equilibrio para estos minerales en agua son

K_{\text{fluorita}} = \ce{[Ca^{2+}][F-]^2 \hspace{1cm} \log K_{25\degree C} = -9.8} (9.20)

K_{\text{fluorapatita}} = \ce{[Ca^{2+}]^5[F-][PO4^{3-}]^3 \hspace{1cm} K_{25\degree C} = -80} (9.21)

Debido a la falta de PO43- en la mayoría de los ambientes de agua subterránea, CaF2 es probablemente la fase mineral que ejerce la restricción de solubilidad en situaciones donde F está disponible a partir de la roca huésped. Sin embargo, se puede determinar sustituyendo valores en la Ecuación (9.20), se requieren concentraciones de Ca2+ de muchos cientos de miligramos por litro para que esta restricción de solubilidad limite las concentraciones de F a niveles por debajo de los estándares de agua potable. El hecho de que casi todas las aguas subterráneas estén subsaturadas con respecto a la fluorita y la fluorapatita sugiere que el contenido de F del agua subterránea está generalmente limitado por la disponibilidad de F en las rocas y sedimentos a través de los cuales se desplaza el agua subterránea más que por la solubilidad de estos minerales. El agua subterránea con contenidos en F que exceden los estándares de agua potable es común en la región de Great Plains de Norteamérica y en partes del sudoeste de los Estados Unidos. Esto sugiere que F es más fácilmente disponible de las rocas de estas regiones que en la mayoría de otras áreas de Norteamérica.

Aunque el fósforo no es un componente nocivo en el agua potable, su presencia en las aguas subterráneas puede ser de considerable importancia ambiental. Las adiciones de fósforo a cuerpos de agua superficial incluso en pequeñas cantidades pueden, en algunas circunstancias, producir un crecimiento acelerado de algas y vegetación acuática, causando así la eutrofización del sistema acuático. Debido a esto, el fósforo se considera como un contaminante cuando migra a estanques, lagos, embalses y arroyos. La presencia y movilidad del fósforo en las aguas subterráneas es importante en situaciones en las que existe la posibilidad de que el agua subterránea alimente el fósforo en los entornos de aguas superficiales. A través del uso generalizado de fertilizantes y eliminación de aguas residuales en la superficie del suelo, el potencial de entrada de fósforo a los sistemas de aguas superficiales como resultado del transporte a través de la zona de aguas subterráneas está aumentando.

El fósforo inorgánico disuelto en agua se produce principalmente como H3PO4, \ce{H2PO^-4}, \ce{HPO^{2-}_4} y PO43–. Puesto que H3PO4 es un ácido poliprótico [ver discusión en la Sección 3.3 y la Figura 3.5 (b)], la ocurrencia relativa de cada una de estas formas de fósforo disuelto es dependiente del pH. En el rango de pH normal del agua subterránea, \ce{H2PO^-4} y HPO42– son especies dominantes. Debido a que estas especies están cargadas negativamente, la movilidad del fósforo disuelto en las aguas subterráneas por debajo de los horizontes ricos en compuestos orgánicos de la zona del suelo no está fuertemente limitada por la adsorción. El control dominante sobre el fósforo en la zona de aguas subterráneas es la solubilidad de los minerales de fosfato ligeramente solubles.

El control de la solubilidad suele atribuirse a uno o más de los siguientes minerales: hidroxiapatita, Ca5(OH)(PO4)3; estrengita, FePO4 • 2H2O; y variscita, AlPO4 • 2H2O. A partir de la ley de la acción de masas, las expresiones de equilibrio para las reacciones de precipitación-disolución de estos minerales en el agua pueden expresarse como

K_n = \ce{[Ca^{2+}]^5 [OH-][PO4^{3-}]^3} \hspace{1.5cm} \log K_n = -58.5 (9.22)

K_s = \ce{[Fe^{3+}][H2PO^-_4][OH-]^2} \hspace{1.5cm} \log K_s = -34.9 (9.23)

K_y = \ce{[Al^{3+}][H2PO^-_4][OH-]^2} \hspace{1.5cm} \log K_y = -30.5 (9.24)

donde Kn, Ks y Kv, son las constantes de equilibrio para hidroxiapatita, estrengita y variscita, respectivamente. Los valores log K son para 25 ° C y 1 bar. Estas relaciones de solubilidad indican que las concentraciones de Ca2+, Fe3+ y Al3+ pueden controlar la concentración de equilibrio de fósforo disuelto en solución. Las concentraciones de equilibrio del fósforo disuelto total calculado a partir de las relaciones de solubilidad anteriores se muestran en la Figura 9.21.

Figura 9.21 Solubilidad total del fosfato en función del pH. Fosfato disuelto en equilibrio con (a) variscita; (b) estrengita; (c) y (d) hidroxiapatita en dos actividades de calcio.

Dado que las solubilidades de hidroxiapatita, estrengita y variscita dependen de las concentraciones de Ca2+, Fe3+, y Al3+, respectivamente, cada línea de solubilidad es válida sólo para una concentración especificada de estos iones. Se muestran dos líneas de solubilidad para hidroxiapatita (líneas c y d) con el fin de ilustrar la influencia de Ca2+ sobre la concentración de fosfato en equilibrio. La línea de solubilidad de varisita (línea a) se basa en el supuesto de que la concentración de Al3+, está gobernada por la solubilidad de la gibbsita, Al(OH)3 (s). Para la solubilidad estrenita (línea b) se supone que Fe(OH)3 (s) limita la concentración de Fe3+.

En la Figura 9.21 es evidente que las concentraciones de equilibrio del fosfato disuelto total son grandes en aguas que tienen concentraciones bajas de Ca2+, y valores de pH cercanos o inferiores a 7. En agua subterránea anaeróbica, Fe2+ en lugar de Fe3+ es la forma dominante de hierro disuelto. En esta situación, la solubilidad estrenítica no es un factor limitante en la ocurrencia de fosfatos. Las aguas subterráneas con estas características, a saber, concentraciones bajas de Ca2+ y condiciones reductoras de redox, se producen en muchas regiones que están subyacentes por rocas ígneas cristalinas o por depósitos derivados de estas rocas. En regiones como la región Escudo Pre cámbrico de Michigan, Minnesota y partes de Canadá, la migración de fósforo disuelto de sistemas sépticos a través de regímenes de agua subterránea someros en lagos de agua dulce, plantea un problema significativo de calidad del agua. Pequeños aumentos en la afluencia de fósforo a muchos de estos lagos pueden causar un crecimiento extenso de algas y vegetación acuática indeseable. La movilidad del fósforo en el agua subterránea puede ser un factor significativo en el impacto ambiental de los desarrollos campestres y recreativos cerca de los lagos.

Para una revisión más amplia de los controles hidroquímicos sobre el fósforo en sistemas acuosos y suelos, se refiere al lector a Stumm y Morgan (1970) y Beck y De Haan (1974).

Substancias Orgánicas

En el capítulo 3 se indicó que toda el agua subterránea contiene normalmente pequeñas cantidades de sustancias orgánicas disueltas de origen natural. Estas sustancias, a las que se hace referencia como ácidos húmicos y fúlvicos, son poco preocupantes desde el punto de vista de la calidad del agua. Las sustancias orgánicas producidas por el hombre, sin embargo, son de gran preocupación. El número de compuestos orgánicos artificiales identificados asciende ahora a cerca de 2 millones y está creciendo a una tasa de alrededor de 250.000 nuevas formulaciones anuales, de las cuales 300-500 alcanzan la producción comercial (Giger y Roberts, 1977).

Un número cada vez mayor de estas sustancias son relativamente resistentes a la degradación biológica. Muchos resisten la eliminación en las plantas de tratamiento de aguas residuales. Se estima que hasta un tercio de la producción total de los compuestos orgánicos sintéticos hoy en día entra eventualmente en la biosfera (Iliff, 1973). Se han identificado más de 1200 sustancias orgánicas individuales hechas por el hombre en los suministros de agua potable (Shackelford y Keith, 1976). Este número está aumentando rápidamente a medida que se intensifican las investigaciones de los compuestos orgánicos en los suministros de agua.

La pregunta que debe abordarse aquí es: ¿En qué medida y bajo qué circunstancias los compuestos orgánicos causan degradación de la calidad del agua subterránea? Lamentablemente, esta pregunta no puede ser respondida en la actualidad. Puesto que ha habido tan pocas investigaciones de los compuestos orgánicos en el agua subterránea, no es posible obtener conclusiones generales hasta el momento. Nuestro propósito aquí es revisar brevemente algunos de los factores que se espera desempeñen un papel importante en la migración de compuestos orgánicos en los sistemas de agua subterránea.

Los productos químicos orgánicos llegan a la superficie del suelo como resultado del uso de plaguicidas, el uso de tierras para la eliminación de aguas residuales, el uso de rellenos sanitarios o basureros para la eliminación de compuestos orgánicos, el entierro de contenedores con compuestos orgánicos en sitios especiales, Fugas de estanques de almacenamiento de residuos líquidos y derrames accidentales a lo largo de autopistas u otras rutas de transporte. Hay cientos de miles de lugares en América del Norte y Europa en los que los compuestos orgánicos pueden ser una amenaza para la calidad del agua subterránea.

Afortunadamente, existen varios mecanismos que tienden a prevenir o retrasar la migración de la mayoría de las sustancias orgánicas de la superficie terrestre o de la zona del suelo hacia las partes más profundas del medio subsuperficial. Estos mecanismos incluyen precipitación química, degradación química, volatilización, degradación biológica, absorción biológica y adsorción.

Muchas sustancias orgánicas tienen una solubilidad en agua extremadamente baja. Esto limita generalmente la posibilidad de una migración apreciable de grandes cantidades en el agua subterránea. Sin embargo, debido a que muchas de estas sustancias son tóxicas a concentraciones muy bajas, las restricciones de solubilidad a menudo no son capaces de impedir totalmente la migración a niveles de concentración significativos. Por ejemplo, la comparación de las solubilidades y concentraciones máximas permisibles en el agua potable de algunos de los plaguicidas comunes (Tabla 9.3) indica que las solubilidades generalmente exceden las concentraciones permisibles de estos plaguicidas. Una descripción más completa de las composiciones y solubilidades de los pesticidas es presentada por la Universidad Estatal de Oregon (1974).

Tabla 9.3 Comparación de los límites máximos de concentración admisibles en el agua potable y las solubilidades de seis plaguicidas

Compuesto Concentración máxima admisible (mg/) Solubilidad en agua (mg/)
Endrina 0.0002 0.2
Lindano 0.004 7
Metoxicloro 0.1 0.1
Toxafeno 0.005 3
2,4-D 0.1 620
2,4,5-TP silvex 0.01
NOTA: Solubilidades de la Universidad Estatal de Oregon, 1974.

Muchas de las sustancias orgánicas se pierden en la zona del suelo como resultado de la volatilización (es decir, la conversión al estado de vapor). Cuando las sustancias se transforman de la fase sólida o de la fase disuelta a la fase vapor, se pierden por difusión a la atmósfera. Este proceso puede reducir en gran medida las concentraciones disponibles para el transporte en aguas subterráneas. Sin embargo, para que ocurra la volatilización, debe estar presente una fase gaseosa. Por lo tanto, este proceso no puede ser eficaz si los compuestos migran por debajo del nivel freático, donde las especies sólo se presentan en forma disuelta.

Casi todos los pesticidas y muchas otras sustancias orgánicas que hacen su camino a la superficie de la tierra y por lo tanto en la zona del suelo sufren degradación bioquímica. La zona del suelo contiene una multitud de bacterias que pueden convertir y consumir un sinnúmero de compuestos orgánicos. Si no fuera por estos organismos, la biosfera se hubiera tenido desde hace mucho tiempo una contaminación intolerable con compuestos orgánicos. En cuanto a la contaminación ambiental, la mayor preocupación se centra en aquellas sustancias orgánicas que no son fácilmente degradadas por las bacterias, ya sea en la zona del suelo o en las instalaciones de tratamiento de aguas residuales. Estas sustancias se conocen como compuestos refractarios. Su presencia en el ambiente superficial es cada vez más generalizada.

Las sustancias orgánicas que representan la mayor amenaza para la calidad de los recursos de aguas subterráneas son aquellas que son relativamente solubles, no volátiles y refractarias, el principal mecanismo que impide que la mayoría de estos compuestos migren fácilmente de la superficie terrestre a sistemas acuíferos es la adsorción. Minerales y sustancias inorgánicas y orgánicas amorfas en la zona del suelo y en materiales geológicos más profundos proporcionan superficies para la adsorción de compuestos orgánicos. Por desgracia, isotermas de adsorción están disponibles para sólo un pequeño porcentaje de los productos químicos orgánicos existentes que están entrando en la biosfera. Estas isotermas se refieren sólo a un pequeño número de materiales geológicos permeables bajo una gama limitada de condiciones hidroquímicas. Debido a esta escasez de datos de adsorción, no es posible sacar conclusiones generales sobre la magnitud potencial del peligro para los recursos de aguas subterráneas planteado por el uso creciente y la dependencia de los productos químicos orgánicos.

Para los lectores interesados en obtener más información sobre la presencia, clasificación y movimiento de sustancias orgánicas en agua subterránea y superficial, puede ser útil la siguiente introducción a la literatura. Giger y Roberts (1977) describen los problemas asociados con la caracterización de compuestos orgánicos refractarios en aguas contaminadas. Un esquema de clasificación para compuestos orgánicos en agua es presentado por Leenheer y Huffman (1977). La Oregon State University (1974) describe las propiedades químicas, ecológicas y adsortivas de una amplia variedad de insecticidas y herbicidas. Malcolm y Leenheer (1973) indican la utilidad de la medición del carbono orgánico disuelto como indicador de contaminación en las investigaciones de aguas subterráneas y superficiales. Basándose en una extensa revisión bibliográfica, Shackelford y Keith (1976) resumieron las presencias reportadas de compuestos orgánicos en aguas subterráneas y otras aguas utilizadas para el suministro de agua potable. El comportamiento de las sustancias del petróleo tales como petróleo y gasolina en agua son descritos por McKee (1956). Las isotermas de adsorción para varios compuestos orgánicos en suelos seleccionados están descritas por Kay y Elrick (1967), Hamaker y Thompson (1972), Davidson et al. (1976) y Hague et al. (1974).

9.4 Mediciones de Parámetros

Determinación de la velocidad

Existen tres grupos de métodos para determinar la velocidad del agua subterránea. El primer grupo incluye todas las técnicas que dependen directamente del uso de la Ecuación de Darcy. El segundo grupo implica el uso de trazadores artificiales. El tercer grupo consiste en métodos de fechamiento del agua subterránea utilizando isótopos ambientales como el tritio y el carbono 14. Las técnicas basadas en Darcy requieren información sobre la conductividad hidráulica, el gradiente hidráulico, y la porosidad en la porción del campo de flujo en la que se desea estimar la velocidad. A partir de estos datos la velocidad \bar{v} lineal promedio se puede calcular usando la Ecuación (2.82). Los métodos por los cuales se determinan los valores de campo de la conductividad hidráulica, gradiente hidráulico y porosidad se describen en los Capítulos 2, 6 y 8. No es necesario decir aqui, solamante hacer notar que las estimaciones de velocidad basadas en el uso de estos parámetros utilizando las ecuaciones de Darcy tienen grandes incertidumbres inherentes, que generalmente no pueden ser evitadas. En las condiciones de campo la determinación de la conductividad hidráulica suele tener grandes incertidumbres. Los errores en las mediciones de la conductividad hidráulica combinados con los errores asociados con la determinación del gradiente y la porosidad dan lugar a un error considerable asociado con la velocidad calculada. En algunas situaciones normalmente se puede lograr una mejor exactitud mediante el uso de trazadores artificiales de agua subterránea, aunque esto puede implicar gastos mayores.

El método más directo para la determinación de la velocidad del agua subterránea consiste en introducir un trazador en un punto del campo y observar su llegada a otros puntos. Después de realizar ajustes para el efecto de la dispersión, la velocidad del agua subterránea se puede calcular a partir de los datos de tiempo de recorrido y la distancia. La literatura abunda en descripciones de experimentos de este tipo. Muchos tipos de trazadores no radioactivos y radiactivos han sido usados, estos van desde simples trazadores como la sal (NaCl or CaCl2, que puede ser convenientemente monitoreado por mediciones de conductancia eléctrica, hasta radioisótopos tales como 3H, 131I, 29Br y 51Cr-EDTA (un complejo orgánico con 51Cr, que pueden ser monitoreados con precisión usando detectores de radiactividad. Los radioisótopos tienen la desventaja de los requisitos de licencias gubernamentales para su uso y pueden ser peligrosos cuando son utilizados por trabajadores sin cuidado. Los colorantes fluorescentes (fluoresceína y compuestos de rodamina) han sido utilizados por muchos investigadores. En pruebas de campo, la detección visual del colorante puede a veces producir resultados adecuados. Las concentraciones de colorantes se pueden medir cuantitativamente a muy bajas concentraciones cuando sea necesario. Los trabajos recientes sugieren que el Freón (Cl3CF) puede ser uno de los mejores trazadores artificiales para su uso en pruebas de velocidad del agua subterránea (Thompson et al., 1974). No es reactivo con materiales geológicos y puede ser utilizado en concentraciones extremadamente pequeñas que no son peligrosas en aguas públicas. Para las revisiones de las técnicas de trazadores en las investigaciones de aguas subterráneas, el lector puede consultar a Knutson (1966), Brown et al. (1972), y Gaspar y Oncescu (1972).

El método del trazador directo de la determinación de la velocidad del agua subterránea descrito anteriormente tiene cuatro desventajas principales: (1) Las velocidades del agua subterránea rara vez son grandes bajo condiciones naturales, normalmente se require de largos periodos de tiempo, indeseables para que los trazadores se muevan distancias significativas a través del sistema de flujo; (2) Debido a que los materiales geológicos suelen ser bastante heterogéneos, normalmente se requieren numerosos puntos de observación (piezómetros, pozos u otros dispositivos de muestreo) para monitorear adecuadamente el paso del trazador a través de la porción de campo bajo investigación; (3) Debido a (1), sólo una pequeña muestra y posiblemente no representativa del campo de flujo es probada; y (4) debido a (2), el campo de flujo puede ser significativamente distorsionado por los dispositivos de medición. Como resultado de estos cuatro factores, los experimentos con trazadores de este tipo suelen requerir un esfuerzo considerable durante largos períodos de tiempo y rara vez se realizan.

Una técnica de trazadores que evita estas desventajas se desarrolló en la URSS a finales de la década de 1940. Esta técnica, que se ha conocido como dilución de pozo o método de dilución puntual, se utiliza ahora ampliamente en Europa. Las pruebas de dilución de pozo pueden realizarse en períodos de tiempo relativamente cortos en un solo pozo o piezómetro. La prueba proporciona una estimación de la velocidad lineal promedio horizontal del agua subterránea en la formación cerca del ranurado del pozo. En la Figura 9.22 (a) se muestra una representación esquemática de una prueba de dilución en la perforación de un pozo. El ensayo se realiza en un segmento del ranurado del pozo que se aísla con empacadores desde las porciones superpuestas y subyacentes del pozo. En este segmento del pozo aislado se introduce rápidamente un trazador y luego se somete a mezclado continuo ya que el flujo lateral de agua subterránea elimina gradualmente el trazador del pozo. El efecto combinado del flujo continuo del agua subterránea y la mezcla dentro del segmento del pozo aislado produce una relación de dilución en función del tiempo como se ilustra en la Figura 9.22 (b). A partir de esta relación se calcula la velocidad horizontal promedio del agua subterránea en la formación más allá del paquete de arena o de grava, pero cerca del ranurado del pozo. (La teoría sobre la cual se basan los métodos de cómputo se describen a continuación).

Figura 9.22 BEnsayo de dilución de pozo. (a) Diagrama esquemático del aparato; (b) dilución del trazador con el tiempo.

Aunque se pueden hacer ajustes en la técnica de campo y en los métodos analíticos para tener en cuenta los efectos del flujo con un componente vertical significativo, el método de dilución de pozo es el más adecuado para la determinación de la velocidad en regímenes de flujo lateral en estado estacionario. Procederemos sobre esta base y con la estipulación adicional de que se mantiene la mezcla completa del trazador en el segmento del ranurado del pozo sin perturbación significativa de las condiciones de flujo en la formación. En la Figura 9.23 se muestra el efecto del pozo y del paquete de arena en un regimen de flujo lateral.

Figura 9.23 Distorsión del patron de flujo causada por la presencia del ranurado del pozo y del paquete de arena o grava.

El promedio de la velocidad lineal del agua subterránea en la formación que va más allá de la zona de perturbación es \bar{v}. La velocidad media del volumen de masa a través del centro del pozo está indicada por \bar{v}*. Se asumirá que el trazador no es reactivo y que se introduce instantáneamente a concentración C0 en el segmento aislado del ranurado del pozo. El área de la sección transversal vertical a través del centro del segmento aislado se denomina como A. El volumen de este segmento del pozo es W. Al tiempo t > 0, la concentración C en el pozo disminuye a una tasa

\frac{dC}{dt} = \frac {A \cdot \bar{v}^* \cdot C}{W} (9.25)

El cual, una vez reordenado, rinde

\frac{dC}{C} = \frac {A \cdot \bar{v}^* \cdot dt}{W} (9.26)

Integrando y haciendo uso de la condición inicial, C = C0 en t = 0, conduce a

\bar{v}^* = - \frac{W}{A \cdot t}\text{ln}\left(\frac{C}{C_o}\right) (9.27)

Así, a partir de los datos de concentración contra los datos de tiempo obtenidos durante las pruebas de dilución de pozo, los valores de \bar{v}* pueden ser calculados. El objetivo de la prueba, sin embargo, es obtener estimaciones de \bar{v}. Esto se logra utilizando la relación

\bar{v} = \frac{\bar{v}^*}{n\bar{\alpha}} (9.28)

donde n es la porosidad y, α es un factor de ajuste que depende de la geometría del ranurado del pozo, y en el radio y la conductividad hidráulica del paquete de arena o grava alrededor del ranurado. El intervalo habitual de α para ensayos en acuíferos de arenas o gravas es de 0,5 a 4 (Drost et al., 1968).

Las pruebas de dilución de pozos realizadas en diversos intervalos dentro del ranurado del pozo pueden utilizarse para identificar zonas de mayor velocidad del agua subterránea. Estas zonas son a menudo de interés primario porque los contaminantes se pueden mover a través de ellas a velocidades mucho más altas que en otras partes del sistema. La identificación de las zonas de alta velocidad, que pueden presentarse sólo en un segmento delgado de un sistema acuífero, puede proporcionar un diseño eficiente de las redes de monitoreo para la calidad del agua subterránea.

El método de dilución de pozo está descrito en detalle por Halevy et al. (1967) y Drost et al. (1968). En la mayoría de las pruebas de dilución de pozo descritas en la literatura, se utilizaron trazadores radiactivos. La reciente aparición de electrodos comercialmente disponibles para su uso con medidores de pH portátiles para la medición vertical rápida de Cl o F en los pozos, ha hecho posible llevar a cabo ensayos de dilución de pozos con estos trazadores fácilmente disponibles de una manera más conveniente que antes. Un ejemplo está descrito por Grisak et al. (1977). Una aproximación aún más simple implica el uso de sal como el trazador con la medición de la conductividad eléctrica vertical en descenso en el pozo, a medida que la sal se vacía desde el ranurado del pozo. Las pruebas de dilución en barrenos exploratorios, como muchos otros tipos de pruebas de campo utilizadas en estudios de aguas subterráneas, pueden lograrse utilizando equipos sencillos y económicos o instrumentos más elaborados. La elección del método depende de factores tales como el contexto hidrogeológico, la disponibilidad de la instrumentación, la precisión experimental y la reproducibilidad que se desea.

Dispersividad

Desde el punto de vista de la medición, el más elusivo de los parámetros de transporte de soluto es la dispersividad. La dispersividad longitudinal se puede medir en el laboratorio pasando un trazador no reactivo a través de muestras cilíndricas recogidas de pozos o excavaciones. Estos experimentos producen curvas de rotura como se ilustra en la Figura 9.1 (c). La dispersividad de la muestra se puede calcular ajustando soluciones de la Ecuación de advección-dispersión a la curva de rotura experimentalmente determinada. Si la curva de rotura se obtiene a partir de un ensayo de columna con entrada de flujo variable del trazador, la Ecuación (9.5) puede ser utilizada para el análisis de la curva. La velocidad se obtiene dividiendo la descarga específica de agua a través de la columna por la porosidad. La dispersividad se obtiene entonces como la parte desconocida de la Ecuación. Los valores de dispersión obtenidos a partir de ensayos de columna en muestras perturbadas o no perturbadas de materiales geológicos no consolidados, producen invariablemente valores en el intervalo de 0,01-2 cm. Basado en 2500 ensayos de dispersión en columna de este tipo, Klotz y Moser (1974) observaron que los valores de dispersividad longitudinal dependen del tamaño del grano y de la distribución del tamaño de grano y son independientes de la forma, rugosidad y angularidad del grano.

Los valores de dispersividad longitudinal determinados por ensayos de columna son generalmente vistos como proveedores de poca indicación de la dispersividad in situ de los materiales geológicos. La dispersividad tiene la distinción de ser un parámetro por el cual los valores determinados en muestras de tamaños de barrenos, se consideran comúnmente como de poca relevancia en el análisis de problemas en la escala de campo.

Se acepta generalmente que las dispersividades longitudinales y transversales bajo condiciones de campo son mayores que las indicadas por las pruebas en muestras de pozo. En otras palabras, el trazador o contaminante que se propaga en el campo como resultado de la dispersión es mayor que el indicado por las mediciones de laboratorio. Esta diferencia se atribuye normalmente a los efectos de las heterogeneidades en el campo de flujo macroscópico. Dado que la mayoría de las heterogeneidades en materiales geológicos se presentan a una escala mayor que la que puede incluirse en muestras de pozos, los valores de dispersividad de las pruebas en muestras pequeñas pueden ser vistos como representativas de una propiedad del medio pero a una escala de tamaño insuficiente para uso general en la predicción de dispersión en el campo.

Los estudios de la migración de contaminantes en condiciones de campo requieren mediciones de dispersividad en el campo. Aunque esta premisa es generalmente aceptada, hay poco acuerdo sobre los tipos de pruebas de dispersividad de campo o los métodos para el análisis de prueba que son más apropiados. Esta condición puede ser el resultado del hecho de que se han llevado a cabo relativamente pocos ensayos de campo detallados de dispersividad, más que el resultado de excesivas dificultades de ese trabajo. Sólo en los últimos años la dispersividad a escala de campo ha recibido más atención. En comparación con los muchos miles de pruebas de conductividad hidráulica de campo y transmisividad que se han realizado en los tipos comunes de materiales geológicos, sólo unas pocas decenas de ensayos de dispersividad de campo se han reportado en la literatura.

Existen cuatro tipos principales de pruebas de dispersividad en campo. Estos son (1) pruebas de inyección-abatimiento en un pozo, (2) pruebas de trazador en gradiente natural, (3) pruebas de recirculación de inyección-abatimiento en dos pozos, y (4) pruebas de impulsos entre dos pozos. En cada uno de estos ensayos se introduce un trazador no reactivo en el sistema de aguas subterráneas. En la prueba de un solo pozo, el trazador se bombea por un período de tiempo establecido seguido del bombeo desde el pozo y el monitoreo de los niveles de concentración. La dispersividad de la formación cerca del ranurado del pozo se calcula a partir de los datos de respuesta a la concentración (Percious, 1969; Fried et al., 1974). En la prueba de gradiente natural, el trazador se introduce en el sistema sin mucha perturbación del régimen de flujo. Su migración se monitorea en uno o más puntos de muestreo (Fried, 1976). En el ensayo de recirculación de dos pozos, el trazador se inyecta en el régimen de flujo en un pozo. Se bombea un segundo pozo y luego se recircula a través el sistema de inyección-abatimiento. La respuesta de concentración contra el tiempo en el pozo de extracción sirve como base para el cálculo de la dispersividad usando modelos analíticos o numéricos (Grove y Beetem, 1971; Pickens et al., en imprenta). En la prueba de impulsos entre dos pozos, se introduce un trazador en un pozo situado dentro del cono de abatimiento causado por el bombeo de un segundo pozo. Los datos de concentración del pozo de bombeo se usan para calcular un valor de dispersividad para el segmento de la formación entre los dos pozos (Zuber, 1974).

Fried (1975) presenta un esquema de los métodos de ensayo y la base matemática para el análisis de los datos de los tres primeros tipos de pruebas indicadas anteriormente. En cada caso, los valores de dispersividad se obtienen ajustando un modelo analítico o numérico a los datos experimentales. Zuber (1974) hace hincapié en que el valor de dispersividad obtenido a partir de un experimento de campo depende, a veces en alto grado, del modelo matemático utilizado en el análisis y de la escala del experimento. Los acuíferos son comúnmente estratificados y los trazadores viajan a diferentes velocidades a través de las diferentes capas. Aunque las diferencias en conductividad hidráulica entre capas pueden ser casi imperceptibles, el diseño de los pozos utilizados para el muestreo puede ejercer una influencia dominante sobre los valores de dispersividad calculados a partir de los datos de respuesta a la concentración. En los ensayos en los que se utilizan pozos de monitoreo con grandes intervalos de ranurado puede producir grandes dispersividades aparentes debido a la mezcla en el ranurado del pozo. Pickens et al. (en imprenta) describen un dispositivo de punto de muestreo multinivel el cual es adaptado para su uso en pruebas de dispersión en acuíferos arenosos. Castillo et al. (1972) muestran que la naturaleza dispersiva de las rocas fisuradas puede presentar grandes complejidades en comparación con lo que se espera de los materiales granulares.

Fraccionamiento químico

Los contaminantes reactivos transportados por el agua subterránea se distribuyen entre la fase de solución y otras fases. Las reacciones entre las especies disueltas y los materiales geológicos pueden hacer que una porción de las especies disueltas se transfiera a los sólidos como resultado de la adsorción o intercambio iónico. Las reacciones principalmente entre el contaminante, otros constituyentes disueltos y los materiales geológicos pueden causar que una parte de la concentración de contaminante sea incorporada en una forma sólida como resultado de la precipitación química. Por encima de la franja capilar, donde normalmente existe una fase gaseosa continua en la parte del espacio vacío, las reacciones pueden hacer que parte de la masa contaminante sea transferida desde la fase de solución a la fase gaseosa, tal como ocurre durante la desnitrificación en la zona no saturada. En cada uno de estos procesos el contaminante se reparte entre la solución y otras fases. El destino final del contaminante en la zona subsuperficial puede depender del grado de irreversibilidad de las reacciones. La predicción de la tasa de velocidad y de las concentraciones a las que se transportará un contaminante en el agua subterránea, requiere del conocimiento de las velocidades y del grado en el que se producirá este fraccionamiento.

En esta breve discusión de este amplio tema, nos centraremos en el fraccionamiento de contaminantes entre las fases líquida y sólida. Hay cuatro enfoques principales para la determinación de este tipo de fraccionamiento. Esto incluye (1) el uso de modelos computacionales basados principalmente en constantes termodinámicamente derivadas o coeficientes para sistemas de equilibrio, (2) experimentos de laboratorio en los que se permite que el contaminante en solución reaccione bajo condiciones controladas con muestras de los materiales geológicos de interés, (3) experimentos de campo en los que el grado de partición se determina durante el paso de soluciones contaminantes a través de un pequeño segmento del sistema de aguas subterráneas y (4) estudios de sitios existentes en los cuales ya ha ocurrido contaminación.

La comprensión del enfoque computacional basado en la termodinámica de equilibrio puede ser adquirida de los Capítulos 3 y 7. Si se espera que la concentración del contaminante en solución se controle mediante reacciones de precipitación-disolución y si se dispone de los datos termodinámicos necesarios sobre los componentes acuosos y sólidos del sistema, La concentración de equilibrio del contaminante en solución bajo condiciones especificadas puede ser calculada. Aunque las técnicas computacionales necesarias están bien desarrolladas, este método tiene aplicación limitada para muchos tipos de contaminantes debido a las incertidumbres con respecto a la composición química y a las energías libres de las fases sólidas controladoras o debido a la lentitud de las reacciones dominantes. En muchos casos las especies contaminantes de interés se transportan en soluciones químicamente muy complejas. La presencia de compuestos orgánicos puede hacer que la movilidad de los contaminantes se incremente considerablemente más allá de lo predicho basándose únicamente en consideraciones inorgánicas.

En el laboratorio, el grado de partición de contaminantes se determina en experimentos de columna y en lo que se conoce como experimentos por parcela. En los experimentos de columnas (Figura 9.1), las soluciones preparadas o las aguas naturales a las que se añade el contaminante se hacen pasar a través de muestras cilíndricas de los materiales geológicos de interés. Si el caudal y la química del agua de entrada están regulados para aproximarse a las condiciones de retención y si la alteración de la muestra antes del emplazamiento en la columna no ha causado que el material adquiera propiedades que se desvíen significativamente de las condiciones de retención, este tipo de experimento proporciona una indicación de lo que tendrá lugar en el espécimen. Los experimentos de columna, sin embargo, rara vez se llevan a cabo con la adhesión a todos estos requisitos. Existe una considerable incertidumbre, por lo tanto, en la aplicación de los resultados a situaciones retenidas. Los experimentos de columna son descritos por Rovers y Farquhar (1974) y Griffin et al. (1976) utilizando el lixiviado de rellenos sanitarios, por Routson y Serne (1972) utilizando concentraciones traza de radionúclidos, por Kay y Elrick (1967) y Huggenberger et al. (1972) utilizando lindano (un pesticida), por Doner y McLaren (1976) usando urea, y por muchos otros investigadores que usan diversos constituyentes químicos.

En experimentos por parcela, la solución contaminada y el material geológico en un estado desagregado se ponen en contacto en un recipiente de reacción. Después de un período de tiempo que normalmente oscila entre horas y días, se determina el grado de partición del contaminante entre la solución y los materiales geológicos. Para que los datos de partición de estos experimentos se apliquen con confianza en el análisis de situaciones retenidas, las comparaciones con los resultados de las pruebas de columna o lote son necesarias. Las pruebas de lote tienen la ventaja de ser relativamente rápidas y económicas. Para algunos contaminantes, la prueba por lote es un método estándar para establecer isotermas de adsorción o coeficientes de selectividad en las reacciones de intercambio iónico. La perturbación de la muestra y la falta de representación del campo como las condiciones pueden disminuir la validez de los resultados en el análisis de situaciones retenidas. Las muestras utilizadas en los ensayos por lote se exponen normalmente a condiciones oxidantes (es decir, al oxígeno en el aire) durante la preparación de la muestra y durante las pruebas. Dado que las capacidades de adsorción de materiales oxidados pueden ser muy diferentes a materiales reducidos, los resultados de la prueba pueden ser inválidos para el análisis del comportamiento de contaminantes en sistemas de campo.

El método más directo pero rara vez más conveniente para determinar la partición y el retraso del contaminante es llevar a cabo pruebas de campo. La inyección de una solución de composición apropiada en un segmento pequeño del sistema de agua subterránea seguida de un monitoreo de su comportamiento puede proporcionar, en circunstancias favorables, una base para la predicción del comportamiento de los contaminantes en otras partes del sistema. Las pruebas de campo de este tipo pueden ser laboriosas y costosas. Con el fin de obtener información adecuada, pueden ser necesarias numerosas pruebas. En algunas situaciones la necesidad de obtener información confiable sobre el comportamiento de los contaminantes es lo suficientemente grande como para justificar este esfuerzo.

Otro enfoque para obtener información sobre la partición y el retraso de los contaminantes durante el transporte en agua subterránea es llevar a cabo investigaciones en sitios existentes donde la contaminación del agua subterránea ya se presentó. Para que los resultados de estas investigaciones tengan una significación más que específica del sitio, no sólo se deben determinar las distribuciones de los contaminantes en el agua y en los medios porosos, sino también los factores que influyen en estas distribuciones también deben ser investigados. Durante los últimos años un número apreciable de estudios detallados de sitios con contaminación subterránea han sido reportados en la literatura. Algunos de los ejemplos más notables son los de McKee et al. (1972), Childs et al. (1974), Suarez (1974), Ku et al. (1978), Goodall y Quigley (1977), y Gillham y Cherry (1978).

9.5 Fuentes de contaminación

Disposición de tierras de desechos sólidos

En América del Norte aproximadamente 3 kg de basura per cápita se produce a diario. Más de 20,000 vertederos de todo el continente alojar a más de 90% de los residuos sólidos que se produce por las actividades municipales e industriales. Según Yen y Scanlon (1975), una ciudad de 1 millón de personas genera un equivalente volumen anual de 80 hectáreas cubiertas 5 m de profundidad. A pesar de la recuperación de materiales y la incineración pueden eventualmente disminuir la cantidad de residuos que se disponen por depósito en vertederos, los rellenos sanitarios seguirán siendo el principal método de eliminación de estos residuos por lo menos durante las próximas décadas.

El diseño, construcción, y los aspectos operativos de la eliminación de la tierra de la basura se describen por Mantell (1975). Para propósitos de esta discusión esta información no es requerida, aparte de reconocer que gran parte de los desechos sólidos (basura) que ahora se eliminan en la tierra se colocan en sistemas de eliminación diseñados como rellenos sanitarios. En los rellenos sanitarios, los residuos sólidos se reducen en volumen por compactación y luego se cubren con tierra. Idealmente, la cubierta de tierra se coloca sobre los desperdicios al final de la operación de cada día, pero en la práctica la aplicación de cubierta menos frecuente es común. El vertedero, que consta de capas sucesivas de residuos compactados y tierra, puede ser construido sobre la superficie del suelo o en excavaciones. En América del Norte un gran número de los sitios más antiguos que reciben los desechos municipales son vertederos abiertos o basureros mal operados. Los sitios más nuevos generalmente están mejor situados y mejor operados. Se estima que el 90% de los desechos industriales que se consideran peligrosos se depositan en vertederos, principalmente porque es la opción de gestión de residuos menos costosa.

Nuestro propósito aquí es considerar algunos de los efectos que la eliminación de basuras puede tener en el ambiente de aguas subterráneas. Con excepción de las zonas áridas, los desperdicios enterrados en vertederos y rellenos sanitarios están sujetos a lixiviación por la infiltración de agua derivada de la lluvia o al deshielo. El líquido que se deriva de este proceso se conoce como lixiviado. La Tabla 9.4 indica que el lixiviado contiene un gran número de contaminantes inorgánicos y que el total de sólidos disueltos puede ser muy alto. El lixiviado también contiene muchos contaminantes orgánicos. Por ejemplo, Robertson et al. (1974) identificaron más de 40 compuestos orgánicos en aguas subterráneas contaminadas con lixiviados en un acuífero arenoso en Oklahoma. Estos autores concluyeron que muchos de estos compuestos fueron producidos por lixiviación de plásticos y otros artículos manufacturados desechados dentro de la basura. No sólo los lixiviados que emanan de los rellenos sanitarios contienen contaminantes derivados de sólidos, pero muchos lixiviados contienen componentes tóxicos de los desechos industriales líquidos depositados en el vertedero.

Tabla 9.4 Rangos representativos para diversos constituyentes inorgánicos en lixiviados procedentes de vertederos sanitarios

Parámetro Rango representativo (mg/)
K+ 200–1000
Na+ 200–1200
Ca2+ 100–3000
Mg+ 100–1500
Cl 300–3000
SO42– 10–1000
Alkalinity 500–10,000
Fe (total) 1–1000
Mn 0.01–100
Cu < 10
Ni 0.01–1
Zn 0.1–100
Pb <5
Hg <0.2
\ce{NO^-_3} 0.1–10
\ce{NH^+_4} 10–1000
P como PO4 1–100
Nitrógeno Orgánico 10–1000
Total de carbono orgánico disuelto 200–30,000
COD (demanda de oxidación química) 1000–90,000
Solidos disueltos totales 5000–40,000
pH 4–8
FUENTES: Griffin et al., 1976; Leckie et al., 1975.

En los últimos años se ha desarrollado una preocupación por el efecto de los vertederos sobre la calidad de los recursos hídricos subterráneos. Garland y Mosher (1975) citan varios ejemplos en los que la contaminación de las aguas subterráneas ha sido causada por vertederos. Un caso en el que la migración de lixiviados causó una grave contaminación de un gran acuífero utilizado como suministro de agua de una ciudad es descrito por Apgar y Satherthwaite (1975). Se espera que el costo de rectificar esta situación finalmente llegue a millones de dólares.

Numerosas investigaciones en América del Norte y Europa han demostrado que en las regiones no-áridas, la infiltración de agua a través de los desechos hace que el montículo de la capa de agua esté dentro o debajo del vertedero. El proceso de montado es similar al descrito en la Sección 8.11. El amontonamiento del nivel freático hace que el lixiviado fluya hacia abajo y hacia fuera desde el vertedero, como se ilustra en la Figura 9.24. El flujo descendente de lixiviados puede amenazar los recursos de aguas subterráneas. El flujo hacia el exterior normalmente provoca manantiales de lixiviado en la periferia del vertedero o filtración en arroyos u otros cuerpos de agua superficial. Si los caminos de migración de lixiviados no conducen a acuíferos que contienen agua potable, el movimiento descendente de lixiviados no representará una amenaza para los recursos hídricos subterráneos.

Figura 9.24 Montículo de la capa freática debajo de un relleno sanitario, causando manantiales de lixiviados y migración de contaminantes más profundos en la zona de aguas subterráneas.

En situaciones donde los rellenos sanitarios se encuentran en materiales relativamente permeables como arena, grava o roca fracturada, la migración del lixiviado puede causar contaminación en áreas muchas veces mayores que las áreas ocupadas por los vertederos. Un ejemplo de este caso se muestra en la Figura 9.25. En este relleno de arena moderadamente permeable glaciodeltaica, una gran pluma de agua contaminada con lixiviado, representada en la Figura 9.25 por la distribución de Cl, ha penetrado profundamente en el acuífero y se ha movido lateralmente varios cientos de metros a lo largo de los caminos del flujo de agua subterránea. Esta contaminación se desarrolló durante un período de 35 años. La infiltración de agua a través del vertedero continuará produciendo lixiviados durante muchas décadas. El transporte por el flujo de agua subterránea en la arena hará que la zona de contaminación se expanda enormemente. En este caso particular, sin embargo, el acuífero no se utiliza para el abastecimiento de agua.

Figure 9.25 Pluma de lixiviado que emigra de un relleno sanitario en un acuífero arenoso; Contaminada está representada por contornos de concentración de Cl en aguas subterráneas.

Por lo tanto, la pluma contaminante que se extiende no se considera un problema significativo. En un relleno sanitario de arena y grava en Long Island, N.Y., Kimmel y Braids (1974) delinearon una pluma de lixiviado de más de 3000 m de largo y de más de 50 m de profundidad. Estos dos ejemplos y otros descritos en la literatura indican que si el lixiviado tiene acceso a regímenes activos de flujo de agua subterránea, la contaminación puede extenderse por zonas muy grandes de subsuelo. Los procesos físicos y químicos a veces son incapaces de causar una atenuación apreciable de muchas de las sustancias tóxicas contenidas en la pluma de lixiviado.

Si los vertederos están situados en entornos hidrogeológicos adecuados, se puede evitar la contaminación de las aguas subterráneas y de las aguas superficiales. Sin embargo, comúnmente no es posible elegir sitios con características hidrogeológicas ideales. En muchas regiones, este tipo de tierra no está disponible dentro de distancias de transporte aceptables, o puede no estar situado en un área que es públicamente aceptable para el relleno de la tierra. Por estas y otras razones, la mayoría de los rellenos sanitarios se encuentran en terreno que tiene al menos algunas características hidrogeológicas desfavorables.

Aunque está bien establecido que los rellenos sanitarios en las regiones no áridas producen lixiviados durante al menos las primeras décadas de su existencia, se sabe poco sobre las capacidades de producción de lixiviados durante períodos de tiempo mucho más largos. En algunos casos, la producción de lixiviados puede continuar durante muchas décadas o incluso cientos de años. Se ha observado, por ejemplo, que algunos vertederos de los días del Imperio Romano siguen produciendo lixiviados. Muchos investigadores han concluido que en la actualidad se han producido muy pocos casos de contaminación de lixiviados de acuíferos que se utilizan para el abastecimiento de agua. Todavía queda por establecer si será posible o no sacar conclusiones similares dentro de muchos años.

Farvolden y Hughes (1976) han llegado a la conclusión de que los desechos sólidos pueden ser enterrados en casi cualquier sitio sin crear un riesgo indebido de contaminación de las aguas subterráneas, siempre que el sitio esté adecuadamente diseñado y operado. Es esencial un programa de pruebas para definir el entorno hidrogeológico. Estos autores indican que si la migración incontrolada de lixiviados es inaceptable, el lixiviado debe ser recogido y tratado como un residuo líquido. Una manera factible de asegurar que ningún lixiviado abandone el sitio es establecer un gradiente hidráulico hacia el sitio, tal vez por bombeo, los forros para el emplazamiento debajo de vertederos se están evaluando actualmente como un método de control pero aún no se han establecido en la práctica. En la Figura 9.26 se muestran algunos ejemplos de controles sobre la migración de lixiviados usando drenajes o pozos. Este tipo de medidas de control requieren que el lixiviado recolectado sea tratado o manejado de otra forma de manera apropiada.

Figura 9.26 Control del lixiviado en un relleno sanitario por (a) drenaje o zanja de teja y (b) pozo bombeado (según Hughes et al., 1971).

Además de la producción de lixiviado, la infiltración de agua en la basura provoca la generación de gases a medida que se produce la descomposición bioquímica de la materia orgánica. Se observan comúnmente gases como CO2, CH4, H2S, H2 y N2. El CO2 y el CH4 son casi invariablemente los más abundantes de estos gases. CH4 (metano) tiene una baja solubilidad en agua, es inodoro, y generalmente tiene poca influencia en la calidad del agua subterránea. En el impacto ambiental de los vertederos, sin embargo, puede ser de gran importancia debido a su aparición en forma gaseosa en la zona sobre el nivel freático. No es infrecuente que el CH4 alcance niveles explosivos en el aire de la basura. En algunas situaciones CH4 a niveles peligrosos puede moverse por difusión gaseosa desde el vertedero a través de la zona no saturada en terreno adyacente. La migración de CH4 a niveles combustibles de vertederos a través de suelos en residencias ha ocurrido en áreas urbanas. En los últimos años, la instalación de respiraderos de gas en vertederos para prevenir la acumulación de metano en la zona sobre la capa freática se ha convertido en una práctica común.

Además de los peligros causados por el potencial de explosión de metano, la migración gaseosa de los rellenos sanitarios puede resultar en daños extensos a la vegetación y problemas de olores. Las historias de casos de la migración de gases de rellenos sanitarios han sido descritas por Flower (1976). Mohsen (1975) ha presentado un análisis teórico de la migración de gas subsuperficial procedente de fuentes de relleno sanitario. Farquhar y Rovers (1973) han descrito las interacciones de los diversos factores que influyen en la producción de gas en rellenos sanitarios.

Disposición de aguas residuales en tierra

Las aguas residuales se colocan sobre o por debajo de la superficie terrestre en una variedad de maneras. El uso generalizado de fosas sépticas y drenajes en áreas rurales, recreativas y suburbanas contribuye con efluentes de aguas residuales filtradas directamente al suelo. Los tanques sépticos y fosas sépticas son los mayores contribuyentes de aguas residuales al suelo y son las fuentes de contaminación de aguas subterráneas más frecuentemente reportadas en los Estados Unidos (Environmental Protection Agency, 1977). El 29% de la población estadounidense dispone de sus residuos domésticos a través de sistemas residenciales de disposición. Un porcentaje creciente de las aguas residuales municipales en los países industrializados se está procesando en las plantas de tratamiento de aguas residuales primarias y secundarias. Aunque esto disminuye la contaminación de las aguas superficiales, produce grandes volúmenes de materiales sólidos residuales conocidos como lodos de depuradora. En muchas áreas este lodo, que contiene un gran número de posibles contaminantes, se extiende sobre tierras agrícolas o forestales. En algunas regiones las aguas residuales líquidas que no han sido tratadas o que han sido sometidas a un tratamiento parcial se rocían en la superficie del suelo. La aplicación de lodos líquidos y lodos de depuradora a la tierra proporciona nutrientes tales como nitrógeno, fósforo y metales pesados al suelo. Esto puede estimular el crecimiento de hierbas, árboles y cultivos agrícolas. La tierra que es infértil puede ser hecha fértil por esta práctica. Uno de los posibles impactos negativos de este tipo de disposición de aguas residuales es la degradación de la calidad del agua subterránea.

Las aguas residuales tratadas primaria y secundariamente se están esparciendo sobre tierras forestales y tierras de cultivo en un número creciente de áreas en Europa y América del Norte. Por ejemplo, en el condado de Muskegon, Michigan, se rocían más de 130 millones de litros diarios de efluentes de aguas residuales en la superficie terrestre (Bauer, 1974). Durante muchas décadas, ciudades como Berlín, París, Milán, Melbourne, Fresno y muchos otros han estado utilizando aguas residuales para el riego de cultivos. No sólo son valiosos los nutrientes en el efluente de aguas residuales, sino que el agua misma es un recurso valioso en muchas regiones. En algunas situaciones, los efluentes de aguas residuales intensamente tratados pueden utilizarse como fuente de recarga artificial para los acuíferos que sirven para el suministro de agua municipal. La inyección de aguas residuales tratadas en acuíferos costeros puede servir como medio para controlar la intrusión de agua salada.

Considerando las múltiples formas en que los constituyentes líquidos y sólidos procedentes de las aguas residuales alcanzan la superficie terrestre y las zonas subterráneas, es razonable esperar que a largo plazo la calidad de los recursos hídricos subterráneos refleje en qué medida se consideran los factores hidrogeológicos en la planificación general y funcionamiento de los sistemas de gestión de las aguas residuales. En un libro de texto de este tipo, no es factible examinar específicamente los factores hidrogeológicos y geoquímicos que son importantes en cada una de las opciones de aplicación de la tierra o disposición de las aguas residuales que están en uso. Sin embargo, antes de pasar a otros temas, proporcionaremos una breve guía de algunos de los estudios más importantes que se han realizado. Para una guía detallada de la literatura en esta área, el lector se remite a los Estados Unidos. Agencia de Protección Ambiental (1974a).

A mediados de la década de 1960, la industria de detergentes reemplazó al ABS por sulfonato de alquilo lineal (LAS), un compuesto que es fácilmente biodegradable en entornos aeróbicos. Los casos de contaminación por LAS y ABS de pozos han sido una rara ocurrencia desde que el LAS ganó un uso generalizado, una situación algo sorprendente considerando que muchos sistemas sépticos drenan en entornos de aguas subterráneas anaeróbicas donde los efectos de la biodegradación son probablemente mínimos. LAS puede sufrir un retardo considerable como resultado de la adsorción.

Los efluentes de los sistemas sépticos incluyen muchos otros tipos de contaminantes. Uno de los contaminantes más frecuentemente reportados en las aguas subterráneas es el nitrato. Como se indica en la sección 9.3, el nitrato no suele sufrir una reducción bioquímica completa de N2, incluso si el sistema de aguas subterráneas es anaeróbico. El nitrato que emana de los sistemas sépticos a las aguas subterráneas se transporta a lo largo de los caminos de flujo de las aguas subterráneas. Un caso detallado de la migración de nitratos y otros contaminantes en las aguas subterráneas como resultado de la descarga de sistemas sépticos fue presentado por Childs et al. (1974).

En algunas áreas, la principal preocupación con respecto a la migración de contaminantes de los sistemas sépticos es la calidad del agua de superficie más que la calidad del agua subterránea. Esto es particularmente cierto en áreas de lagos de recreo donde las cabañas y las instalaciones turísticas utilizan sistemas sépticos ubicados cerca de los lagos. El transporte de nitrógeno y fósforo a través de la zona de aguas subterráneas en los lagos puede causar la eutrofización del lago manifestada por el crecimiento acelerado de las algas y la disminución de la claridad del agua. Dudley y Stephenson (1973) y Lee (1976) describen algunos ejemplos de investigaciones hidrogeológicas en ambientes lacustres recreativos.

Otra preocupación asociada con la eliminación de aguas residuales tratadas o no tratadas sobre o por debajo de la superficie terrestre gira en torno a la cuestión de hasta qué punto y la rapidez con que las bacterias y virus patógenos pueden moverse en sistemas de flujo subterráneo. Este problema también es crucial en el desarrollo de los suministros de agua municipales mediante la extracción de agua de los pozos situados adyacentes a los ríos contaminados. La literatura está repleta de investigaciones de movimiento de bacterias a través de suelos o materiales geológicos granulares. A medida que las bacterias son transportadas por el agua que fluye a través de medios porosos, se eliminan mediante filtración, muerte y adsorción. La migración del frente bacteriano es muy retardada con respecto a la velocidad del agua que fluye. Aunque las bacterias pueden vivir en un estado adsorbido o en racimos que obstruyen partes del medio poroso, sus vidas son generalmente cortas en comparación con las velocidades del flujo de agua subterránea. En la arena de grano medio o en materiales más finos, los organismos patógenos y coliformes generalmente no penetran más de varios metros (Krone et al., 1958). Sin embargo, estudios de campo han mostrado que en acuíferos heterogéneos de arena o grava, las bacterias derivadas de las aguas residuales pueden ser transportadas decenas o cientos de metros a lo largo de los caminos de flujo de agua subterránea (Krone et al., 1957; Wesner y Baier, 1970).

Los virus son partículas orgánicas muy pequeñas (0.07-0.7 μm de diámetro) que tienen carga superficial. Hay pruebas considerables de las investigaciones de laboratorio que indican que los virus son relativamente inmóviles en materiales geológicos granulares (Drewry y Eliassen, 1968, Robeck, 1969, Gerba y otros, 1975, Lance et al., 1977). La adsorción es un mecanismo de retardo más importante que el filtrado en depósitos granulares altamente permeables. Los problemas asociados con el muestreo y la identificación de virus en sistemas de aguas subterráneas han restringido la comprensión del comportamiento del virus en condiciones de campo. Los avances en la tecnología de muestreo (Wallis et al., 1972, Sweet y Ellender, 1972) pueden conducir a una mejor comprensión del comportamiento del virus en acuíferos recargados con efluentes de aguas residuales.

Aunque hay pruebas considerables que indican que las bacterias y los virus de las aguas residuales tienen pequeñas distancias de penetración cuando son transportados por las aguas subterráneas a través de materiales geológicos granulares, no se pueden hacer generalizaciones similares para el transporte en roca fracturada. Se sabe que estos microorganismos pueden vivir durante muchos días o incluso meses por debajo de la capa freática. En rocas fracturadas, donde las velocidades del agua subterránea pueden ser altas, este es el tiempo suficiente para producir distancias de transporte de muchos kilómetros.

A medida que el hombre depende más de la aplicación de la tierra como medio de disposición para los efluentes y lodos municipales de alcantarillado, tal vez la mayor preocupación con respecto a la contaminación del agua subterránea será la movilidad de la materia orgánica disuelta. El efluente de aguas residuales contiene muchos cientos de compuestos orgánicos disueltos, de los cuales se sabe muy poco sobre su toxicidad y movilidad. Algunos de estos compuestos pueden demostrarse que son más significativos en términos de degradación de la calidad del agua subterránea que los nitratos, metales traza, bacterias o virus.

Actividades agrícolas

De todas las actividades del hombre que influyen en la calidad del agua subterránea, la agricultura es probablemente la más importante. Entre las principales actividades agrícolas que pueden causar la degradación de la calidad de las aguas subterráneas se encuentran el uso de fertilizantes y pesticidas y el almacenamiento o eliminación de ganado o desechos de aves en tierra. Los efectos más generalizados resultan del uso de fertilizantes. En los países industrializados, la mayoría de los fertilizantes se fabrican químicamente. Este tipo de fertilizante se conoce como fertilizante inorgánico. En los países menos desarrollados, los desechos animales o humanos son ampliamente utilizados como fertilizantes orgánicos.

Los fertilizantes se categorizan con respecto a su contenido de nitrógeno (N), fósforo (P) y potasio (K). Estos son los tres nutrientes principales requeridos por los cultivos. Las tasas anuales de aplicación de fertilizantes varían mucho de una región a otra y de un cultivo a otro. Las aplicaciones de nitrógeno, (expresadas como N), generalmente varían de aproximadamente 100 a 500 kg / ha • año. Debido a que el fertilizante se usa año tras año, es de esperar que en muchas áreas algunas de las N, P o K sean transportadas infiltrando agua hacia abajo a la capa freática, donde puede migrar en el régimen de flujo de agua subterránea. Por razones explicadas en la Sección 9.3, el nitrógeno en forma de \ce{NO^-3} es generalmente mucho más móvil en sistemas de flujo subterráneo que las especies disueltas de fósforo. El intercambio de cationes hace que K+ tenga baja movilidad en la mayoría de los materiales geológicos no fracturados.

De los tres nutrientes principales en fertilizante, N en forma \ce{NO^-3} es el que más comúnmente causa la contaminación del agua subterránea debajo de las tierras agrícolas. Las concentraciones \ce{NO^-3} altas se han delineado en extensas áreas en muchas partes del mundo, incluyendo Israel (Saliternik, 1972), Inglaterra (Foster y Crease, 1972), Alemania (Groba y Hahn, 1972), California (California Bureau Sanitary Eng, 1963, Nightingale, 1970, Ayers y Branson, 1973), Nebraska (Spalding et al., 1978), el sur de Ontario y el sur de Alberta. Muchos pozos en estas áreas tienen \ce{NO^-3} concentraciones que exceden el límite recomendado para el agua potable. En áreas donde la contaminación es extensa, el fertilizante en lugar de los desechos de animales de los lotes de engorde o lagunas o filtraciones de campo séptico se identifica usualmente como la fuente primaria de nitrógeno. El nitrato es el componente principal del nitrógeno disuelto, con el amonio y el nitrógeno orgánico presentes en concentraciones mucho más bajas. Aunque en muchos acuíferos que están contaminados por \ce{NO^-3} las concentraciones están por debajo de los límites recomendados para el agua potable, es inquietante notar que se han observado \ce{NO^-3} incrementos graduales. El uso generalizado de fertilizantes inorgánicos comenzó después de la Segunda Guerra Mundial. El impacto principal en la calidad del agua subterránea resultante de este cambio en la práctica agrícola probablemente todavía no está completamente desarrollado. La contaminación por nitratos rara vez se informa a profundidades de más de 10 a 100 m por debajo de la capa freática. A medida que pasa el tiempo, sin embargo, la \ce{NO^-3} contaminación puede extenderse a una mayor profundidad en áreas donde hay componentes de flujo descendente significativos. Por ejemplo, \ce{NO^-3} en los pozos profundos de California, con una profundidad de 240 a 400 m bajo la superficie del suelo, aumentó de aproximadamente 1 mg/ en 1950 a 10-17 mg/ en 1962 (Broadbent, 1971). La medida en que se produce la desnitrificación a medida que el agua se mueve a lo largo de las vías de flujo regionales es una gran incertidumbre inherente a las predicciones de aumentos a largo plazo \ce{NO^-3} de los acuíferos.

En Inglaterra, la contaminación \ce{NO^-3} de un gran acuífero regional de carbonato-roca es generalizada. El análisis de la ocurrencia y movimiento \ce{NO^-3} de este acuífero se complica por el hecho de \ce{NO^-3} que se lleva en el agua subterránea que fluye en una red de juntas y canales de solución, mientras que parte \ce{NO^-3} del se pierde del régimen de flujo activo como resultado de la difusión en la matriz porosa De la piedra caliza (Young et al., 1977). Si en algún momento en el futuro la concentración \ce{NO^-3} en la red de flujo disminuye, \ce{NO^-3} se difundirá de la matriz de nuevo en el régimen de flujo.

Aunque la contaminación \ce{NO^-3} extensiva de aguas subterráneas poco profundas puede atribuirse a menudo a la lixiviación de fertilizantes, \ce{NO^-3} en aguas subterráneas poco profundas en grandes áreas del sur de Alberta (Grisak, 1975), el sur de Saskatchewan, Montana (Custer, 1976) y Texas (Kreitler y Jones, 1975) no causada por el uso de fertilizantes. En estas áreas parece que la mayor parte de la \ce{NO^-3} es derivada por oxidación y lixiviación de nitrógeno orgánico natural en el suelo. La mayor abundancia y penetración más profunda de oxígeno en el suelo ha ocurrido como resultado del cultivo. En algunas zonas, el giro inicial de la tierra como colonos se movió en la tierra fue probablemente un factor importante. En otras áreas el cultivo profundo continuo durante la era moderna de cultivar ha sido una influencia importante.

En muchas zonas agrícolas, las aguas subterráneas poco profundas se han contaminado localmente como resultado de la lixiviación \ce{NO^-3} de ganado y desechos de aves. La conversión del nitrógeno orgánico en \ce{NO^-3} estos residuos se lleva a cabo a través de procesos bioquímicos. Las fuentes relativamente pequeñas, como las pilas de estiércol, las lagunas de vertederos y los parques de engorde, contribuyen a las aguas subterráneas, pero si estas fuentes contaminantes no están directamente subterráneas en los acuíferos, la contaminación rara vez es muy significativa. Hedlin (1972) y Gillham y Webber (1969) informan casos específicos de contaminación de aguas subterráneas a partir de desechos animales. En áreas agrícolas la contaminación \ce{NO^-3} de pozos poco profundos por y otros constituyentes ocurre comúnmente debido a la construcción defectuosa del pozo. Si los pozos no están bien sellados por lechada o arcilla a lo largo del pozo por encima de la pared, la escorrentía contaminada puede llegar fácilmente a la zona acuífera cerca de la pared del pozo.

Al mismo tiempo que el aumento generalizado en el uso de fertilizantes químicos desde la Segunda Guerra Mundial ha sido el rápido desarrollo y el uso de una multitud de pesticidas orgánicos y herbicidas. En un informe sobre la contaminación de las aguas subterráneas en el suroeste de los Estados Unidos, Fuhriman y Barton (1971) concluyeron que la contaminación por plaguicidas debe ser catalogada como un peligro potencial importante. Sin embargo, no obtuvieron evidencia directa que indicara una contaminación significativa de las aguas subterráneas por plaguicidas. Kaufman (1974), en una revisión de la situación de la contaminación de las aguas subterráneas en los Estados Unidos, indica que esta conclusión parece caracterizar la situación actual -la de un problema potencial pero todavía no realizado. Basado en una revisión de la literatura y estudios de campo en Kent, Inglaterra, Croll (1972) llegó a una conclusión similar. Es bien sabido de experimentos de laboratorio que muchos pesticidas y herbicidas con solubilidad apreciable en el agua tienen movilidad significativa en algunos tipos de materiales geológicos, particularmente arenas limpias y gravas (Burns y Mclaren, 1975). No es irrazonable esperar que el uso de estas sustancias químicas en la agricultura acabará causando la contaminación de partes de algunos acuíferos. Davidson et al. (1976) han señalado que debido a la inmensidad del tamaño de la industria de plaguicidas, los problemas asociados con la eliminación de materiales plaguicidas sobrantes, desechos y recipientes de plaguicidas vacíos o parcialmente vacíos se han agudizado. Las altas concentraciones de plaguicidas en las aguas subterráneas pueden resultar en una mayor movilidad que en concentraciones más bajas. A concentraciones mayores, los sitios de intercambio se saturan más fácilmente con el plaguicida, o se pueden sobrepasar las capacidades de biodegradación del medio.

Fugas de petróleo y derrames

En los países industrializados cientos de miles de tanques de almacenamiento de gasolina de acero están enterrados en las estaciones de servicio. Miles de kilómetros de tuberías subterráneas transportan productos de petróleo a través de los continentes. Camiones cisterna con petróleo y gasolina están continuamente en movimiento. No es sorprendente, por lo tanto, que las fugas y derrames de estas fuentes constituyan una amenaza cada vez mayor a la calidad del agua subterránea. La mayoría de los tanques de almacenamiento enterrados en las estaciones de servicio se colocaron en el suelo desde la Segunda Guerra Mundial. Debido a que los requisitos estrictos para el ensayo y la sustitución de tanques se están aplicando gradualmente en la mayoría de los países, son frecuentes los problemas de fuga causados por los tanques más antiguos, particularmente en las regiones con altos niveles de agua e infiltraciones frecuentes.

La contaminación de las aguas subterráneas por los productos petrolíferos de los tanques con fugas, de las tuberías o de los derrames es un tipo de problema muy diferente del descrito en otras partes de este capítulo. La principal diferencia reside en el hecho de que los aceites y la gasolina son menos densos que el agua y son inmiscibles en agua. Como consecuencia de esto, el petróleo o la gasolina de fugas o derrames migran casi exclusivamente en la zona no saturada. Los procesos de movimiento del petróleo en la zona no saturada han sido descritos en detalle por Schwille (1967), van Dam (1967) y Dietz (1971). La siguiente discusión se basa principalmente en estas referencias.

La Figura 9.27 ilustra las principales etapas de migración subsuperficiales que ocurren cuando el petróleo se filtra en el suelo. En este caso, las condiciones hidrogeológicas son simples. Hay una profundidad apreciable de zona insaturada por debajo del nivel de entrada de aceite en el sistema. El término “aceite” se usa aquí para referirse tanto al petróleo crudo propiamente dicho como a sus derivados líquidos, tales como gasolina.

En la primera etapa de migración, el movimiento del petróleo es principalmente hacia abajo bajo la influencia de fuerzas gravitatorias. Durante esta fase de infiltración, las fuerzas capilares producen alguna migración lateral. Esto provoca que una zona, denominada zona humectante de aceite, alrededor del núcleo del cuerpo de infiltración. Es comparable en origen a la franja capilar natural en la capa freática. En la zona humectante del aceite, el grado de saturación del aceite disminuye hacia fuera y las fuerzas capilares (tensión superficial) son dominantes. En la zona de filtración principal, sólo existen fuerzas gravitacionales.

Figura 9.27 Etapas de migración del aceite que se filtra de una fuente superficial (según Schwille, 1967).

La filtración hacia abajo del aceite cesa cuando el frente de infiltración alcanza la capa freática. Aunque se podría esperar que el aceite se extendiera lateralmente en la parte superior de la franja capilar en lugar de a lo largo de la capa freática, las pruebas experimentales y de campo indican que la migración considerable ocurre dentro de la franja capilar en o muy cerca de la capa freática. Dado que el aceite es inmiscible en agua y es menos denso que el agua, puede deprimir ligeramente la capa freática. Excepto por pequeñas cantidades de hidrocarburos que entran en solución, el aceite no penetra por debajo de la capa freática. A medida que el petróleo se acumula en la capa freática, la zona petrolera se propaga lateralmente, inicialmente bajo la influencia de gradientes causados por la gravedad y posteriormente en respuesta principalmente a las fuerzas capilares. La extensión capilar se vuelve muy lenta y eventualmente se alcanza una condición relativamente estable. En teoría, la estabilidad se produce cuando se alcanza una condición conocida como saturación de aceite residual o saturación inmóvil. La experiencia de los ingenieros de producción de petróleo es que por debajo de cierto grado de saturación, el petróleo se mantiene en un estado relativamente inmóvil en los espacios porosos. Si el porcentaje de saturación de aceite se reduce aún más, islas aisladas o glóbulos de aceite se convierten en el modo dominante de ocurrencia de petróleo. En el rango de gradientes de presión que pueden ocurrir, estas islas son estables. A medida que la masa de aceite se propaga lateralmente debido a fuerzas capilares, la condición de saturación de aceite residual debe eventualmente alcanzarse, siempre que cesa el flujo de aceite de la fuente. Esto se conoce como la etapa estable.

Cuando el derrame de petróleo o el volumen de fuga es pequeño en relación con la superficie disponible para el contacto a medida que el aceite se mueve a través de la zona por encima de la capa freática, la zona de migración del aceite puede alcanzar saturación residual y quedar inmóvil antes de penetrar en la capa freática. El volumen de medio poroso necesario para inmovilizar una cantidad dada de aceite depende de dos factores: la porosidad y la naturaleza de los hidrocarburos que componen el aceite. El volumen de B materiales geológicos porosos que se requiere para inmovilizar un derrame o volumen de fuga se puede estimar a partir de la relación

B = \frac{B_0}{nS_0} (9.29)

donde B0 está el volumen de aceite que entra en el sistema, n la porosidad y S0 la saturación de aceite residual. Si la profundidad de la tabla de agua y los valores para n y S0 son conocidos, esta relación se puede utilizar para estimar la probabilidad de que el petróleo derramado penetre a la capa freática (American Petroleum Institute, 1972). Van Dam (1967) presenta ecuaciones que describen la forma de la capa estable de aceite si se produce penetración en la capa freática. En la práctica, sin embargo, generalmente no es posible en las situaciones de campo obtener suficientes datos sobre la distribución de las permeabilidades relativas para que se haga más que un análisis cualitativo (Dietz, 1971). Los experimentos con modelos de laboratorio por Schwille (1967) han demostrado que pequeñas diferencias en las permeabilidades laterales o verticales pueden causar fuertes distorsiones en la forma de la zona de migración del petróleo.

Debido a que las fugas o derrames de petróleo generalmente no involucran grandes volúmenes de fluidos de petróleo, y debido a que la migración está limitada por la saturación residual de petróleo, se podría esperar que el petróleo no sea una amenaza significativa a la calidad del agua subterránea. Lamentablemente no es así. El petróleo crudo y sus derivados contienen componentes hidrocarbonados que tienen una solubilidad significativa en agua. En general, cuanto más ligero sea el derivado de petróleo, mayor será la solubilidad. La gasolina comercial, por ejemplo, tiene solubilidad de 20-80 mg/. Se puede detectar por el sabor y el olor a concentraciones inferiores a 0,005 mg/ (Ineson y Packham, 1967). Debido a que la solubilidad de los hidrocarburos más ligeros excede en gran medida los niveles de concentración a los que se considera que el agua está seriamente contaminada, no es difícil prever situaciones en las que el efecto de la disolución de hidrocarburos es mucho más preocupante en términos de calidad del agua subterránea que la zona inmóvil localizada De hidrocarburos inmiscibles sobre y sobre la capa freática. Por ejemplo, en la situación representada en la Figura 9.28, el flujo lateral de agua subterránea debajo de la zona de aceite inmovilizado podría hacer que los hidrocarburos solubles fueran transportados a grandes distancias a lo largo de los caminos de flujo de aguas subterráneas.

Figura 9.28 Migración de hidrocarburos disueltos y gaseosos de una zona de petróleo por encima de la capa freática (según Schwille, 1967).

En las situaciones en que el petróleo penetra en la zona de la mesa de agua y luego se extiende y se vuelve relativamente inmóvil, el efecto de las fluctuaciones en el manto freático puede ser importante. Si cae la capa freática, gran parte del aceite permanece en la zona recién creada como un recubrimiento fino sobre la superficie del medio poroso. Esta película no se elimina por el lavado del agua o la ventilación del aire. El problema puede ser mejorado por el efecto de las bacterias. Existen especies de bacterias aerobias y anaerobias que crecen rápidamente en presencia de aceite o gasolina si los otros nutrientes necesarios también están disponibles. En circunstancias favorables, la oxidación bacteriana puede consumir gran parte del aceite o gasolina que se acumula por encima de la capa freática como resultado de fugas o derrames. Se cree que un nivel freático fluctuante para promover los procesos de biodegradación.

De los muchos ejemplos de contaminación de petróleo de las aguas subterráneas que han sido reportados, el historial clínico descrito por McKee et al. (1972) es particularmente ilustrativa de los problemas y procesos involucrados y medidas correctivas que se pueden usar para minimizar el daño a la calidad del agua subterránea. El American Petroleum Institute (1972) describe los procedimientos de control y remediación.

Eliminación de residuos radiactivos

Han pasado varias décadas desde que ingenieros nucleares y científicos en una estación de investigación de Idaho vieron cómo cuatro bombillas de luz doméstica parpadeaban como resultado de la primera generación de electricidad del hombre desde la energía atómica. Desde este comienzo modesto, las instalaciones generadoras de energía nuclear han crecido hasta el punto de que ahora producen más del 15% de la electricidad en Estados Unidos y Canadá y porcentajes mayores en algunos países europeos. Para el cambio de este siglo se espera que en América del Norte y Europa, los porcentajes sean mucho mayores. Temido por muchos como una amenaza para el futuro de la humanidad y aclamado por otros como la respuesta a los problemas energéticos del mundo, la generación nuclear de electricidad ha generado controversia en todo el mundo. En la actualidad existen varias incertidumbres inherentes a las actividades asociadas con la generación de energía nuclear. Uno de ellos es la capacidad del hombre para aislar con seguridad los desechos radiactivos de la biosfera durante largos períodos de tiempo. Debido a su naturaleza hidrogeológica, este tema relacionado con la energía nuclear merece ser discutido en este texto.

Los aspectos hidrogeológicos de la industria nuclear serán considerados dentro del marco del ciclo del combustible nuclear. Esta expresión se refiere a todas las etapas de la industria nuclear en la que se desarrolla y utiliza combustible nuclear y en la que se generan residuos radiactivos. Esto incluye la extracción de uranio, la molienda, el refinado, el enriquecimiento de uranio, la fabricación de combustible, el consumo de combustible en reactores, el reprocesamiento de combustible, la solidificación de desechos y el enterramiento de desechos solidificados o de combustible gastado no procesado en depósitos geológicos profundos. El “extremo delantero” del ciclo del combustible nuclear implica la extracción y la molienda del mineral de uranio. Un subproducto indeseable de estas actividades es la producción de grandes volúmenes (cientos de millones de metros cúbicos por año en América del Norte) de residuos de rocas procedentes de la minería y de relaves de molienda. Los residuos de roca y relaves se suelen colocar en pilas en la superficie de la tierra o como material de relleno en depresiones topográficas confinadas por pequeños terraplenes o presas. Debido a que contienen isótopos de uranio, torio y radio, la roca residual y los relaves son una forma sólida de desechos radiactivos de bajo nivel. El Radio 226 (226Ra), con una vida media de 1620 años, representa el mayor peligro para el medio ambiente. La Tabla 9.1 indica que la concentración máxima permisible de 226Ra en el agua potable es 3 pCi/, lo que equivale a 10-9 mg/. Esta concentración es tan pequeña que es órdenes de magnitud por debajo de las concentraciones máximas permitidas para metales traza tales como plomo, mercurio o cadmio (Tabla 9.1). Las cantidades extremadamente pequeñas de 226Ra lixiviadas de la roca o de los relaves a las aguas subterráneas pueden, por lo tanto, hacer que el agua no sea apta para el consumo humano. La minería de uranio en América del Norte generalmente ocurre en áreas alejadas de los centros de población y de los desarrollos industriales o agrícolas. En estas áreas, la calidad del agua subterránea, hasta hace poco, no ha sido objeto de preocupación significativa. No se conoce el grado en que los 226Ra y otros componentes peligrosos procedentes de residuos de roca o relaves entran en las aguas subterráneas y su destino en los sistemas de flujo de las aguas subterráneas. Sin embargo, cabe esperar que en la próxima década los factores hidrogeológicos desempeñen un papel mucho mayor en el diseño y evaluación de los sitios de eliminación de minas de uranio y de residuos de molienda que en el pasado.

La etapa siguiente en el ciclo del combustible nuclear es el refinado de uranio, un proceso en el cual el producto del molino es mejorado en preparación para el enriquecimiento de uranio en combustible nuclear (enfoque estadounidense y europeo) o fabricación de combustible no enriquecido. En el proceso de refinado, se generan pequeñas cantidades de residuos radiactivos sólidos o semisólidos de bajo nivel. La naturaleza química de estos desechos varía de refinería ha refinería, pero los desechos contienen generalmente 226Ra, 230Th y 238U en concentraciones normalmente pequeñas pero significativas. Como en el caso de los residuos mineros y de molienda, 226Ra es el isótopo de mayor preocupación. Los desechos de la refinería se asignan a cementerios cerca de la superficie que se encuentran cerca de las refinerías. Después de más de 20 años de uso, a mediados de la década de 1970 se encontró el cementerio en la principal refinería de uranio de Canadá (Port Hope, Ontario), para emitir lixiviados con 226Ra, así como otros contaminantes no radiactivos. Aunque no hay acuíferos en peligro, las medidas correctivas incluyen la excavación de los desechos con posterior re-inundación en un sitio con capacidad hidrogeológica para el aislamiento a largo plazo de los desechos de la biosfera.

La siguiente etapa importante de generación de desechos en el ciclo del combustible nuclear es la operación de reactores nucleares para producción de energía, producción de armas o investigación. En esta etapa se producen desechos radiactivos sólidos de bajo nivel en forma de equipos desechados, basura ligera radiactiva y materiales de intercambio iónico procedentes de instalaciones de descontaminación. Estos desechos se conocen como residuos de reactores. El término “nivel bajo” se utiliza aquí en un sentido cualitativo para distinguir estos desechos de los materiales muy altamente radiactivos en combustible nuclear usado o material derivado directamente del combustible usado.

Desde el comienzo de la producción de energía nuclear en base comercial en América del Norte, el volumen total de residuos acumulados en los reactores ha ascendido a unos 40,000 m3 (a partir de 1975). Estos desechos han sido colocados en lugares de entierro poco profundos en 11 lugares principales en los Estados Unidos y en cuatro lugares principales en Canadá. En los Estados Unidos, se espera que el volumen aumente a 50,000 m3 en 1980 ya más de 300,000 m3 en el año 2000 (Nuclear News, 1976). Mediante el uso de tecnología existente y económicamente viable, los volúmenes proyectados pueden reducirse en un factor de 2 o 3. Se espera, por supuesto, que se desarrollen nuevos métodos de procesamiento de residuos para proporcionar una mayor reducción de volumen.

A pesar de las mejoras que se pueden desarrollar, se espera que los volúmenes de residuos de los reactores sean enormes en comparación con los volúmenes que se han manejado en el pasado. Dado que el método estándar de manejo de desechos de reactores es asignarlos a sitios de entierro poco profundos, estos volúmenes de desechos de montaje pueden ser vistos como una fuente potencial de contaminación a las aguas subterráneas y otros entornos. La historia pasada de enterramiento superficial bajo del residuo bajo en los Estados Unidos es menos que satisfactoria. De los 11 sitios en los que se han enterrado los desechos radiactivos resultantes de la producción de energía comercial, tres están filtrando los componentes radiactivos al medio ambiente (Ground Water Newsletter, 5, 3, 1976). Aunque en la actualidad esta fuga a los sistemas de flujo subterráneo no presenta un peligro para el suministro de agua potable, es sorprendente la evidencia de que las consecuencias indeseables de los estudios hidrogeológicos inadecuados de los sitios de manejo de desechos pueden ser evidentes muchos años o décadas después del inicio del sitio. Ahora no hay duda de que en la época en que la mayoría de estos sitios se establecieron hace muchos años, se prestó más atención a la economía del manejo de los desechos, a la disponibilidad de tierras para el entierro ya la proximidad a las rutas de transporte destino final de los desechos. Con estas lecciones, el problema que enfrentan los hidrogeólogos ahora es asegurar, mediante el uso de metodologías adecuadas de búsqueda y evaluación de sitios, que los futuros sitios de enterramiento superficial de desechos sólidos de bajo nivel tengan capacidades adecuadas de contención de radionucleidos y que se instalen instalaciones adecuadas de monitoreo subterráneo y operado.

Los desechos de los reactores contienen una variedad de especies de radionucleídos, con semividas que van desde segundos a muchas décadas o más. De estos nucleídos, 137Cs, 90Sr y 60Co, con vidas medias de 28, 33 y 6 años, respectivamente, se consideran generalmente como el peligro ambiental más significativo. Los desechos con estos radionucleídos necesitan varios cientos de años para descomponerse a niveles de radioactividad muy bajos.

La Figura 9.29 ilustra varios tipos de opciones de enterramiento de residuos. Aunque existen otras situaciones, éstas servirán de base para la discusión de algunos de los principales conceptos utilizados en el desarrollo de los centros funerarios. En la Figura 9.29 (a), los residuos se colocan en contenedores de ingeniería fuerte construidos con materiales como el hormigón y el acero situados en la superficie del suelo. En estos contenedores pueden permanecer almacenados en áreas de las cuales el público está excluido. El deterioro de los recipientes puede monitorizarse fácilmente. Si surgen problemas, los contenedores pueden ser reparados o los residuos pueden colocarse en contenedores nuevos, siempre que, por supuesto, una organización responsable permanezca a cargo de las instalaciones. Las instalaciones mostradas en la Figura 9.29 (b) son similares, excepto que los recipientes de almacenamiento están cubiertos con materiales de tierra. Si estos materiales están adecuadamente diseñados, protegerán los contenedores de la intemperie y, por lo tanto, ampliar su esperanza de vida. Los materiales de la tierra pueden ser pensados como un ambiente hidrogeológico diseñado.

Figura 9.29 Diagramas esquemáticos que ilustran métodos de almacenamiento o eliminación de desechos radiactivos de bajo nivel en áreas de aguas someras. (a) Almacenamiento de contenedores por encima del suelo; (b) almacenamiento de contenedores sobre el suelo con protección mediante materiales geológicos; (c) Enterramiento superficial en zanja con relleno; (d) Enterramiento superficial en zanja con contención adicional proporcionada por zona de ingeniería de materiales geológicos especiales; (e) enterramiento más profundo con relleno; (f) Enterramiento más profundo en un pozo de gran diámetro con protección por material geológico de alto retardo.

En la Figura 9.29 (c) y (d), los residuos se almacenan en contenedores situados a pocos metros bajo la superficie del suelo, ya sea por encima o por debajo de la capa freática. En el caso mostrado en la Figura 9.29 (e), el material de tierra de la excavación se utiliza como relleno alrededor de los contenedores. En la Figura 9.29 (d), parte del lote en la excavación está diseñado para proporcionar capacidades de contención mejoradas para el sistema. Si los contenedores están situados por encima de la capa freática y si hay buenas razones para creer que durante los períodos de fluctuación en la tabla de agua, la capa freática no subirá a la zona de enterramiento, habrá pocas posibilidades de que los radionucleídos escapen al medio ambiente. Si el nivel freático fluctúa dentro de la zona de enterramiento, los contenedores se someten a condiciones hidráulicas y geoquímicas variables. Su esperanza de vida y el destino de los radionúclidos en caso de fallo del contenedor es mucho menos cierto que en el caso del entierro enteramente por encima del nivel freático.

En la Figura 9.29 (e) y (f), los contenedores están enterrados en agujeros grandes aproximadamente 10 a 20 m más profundos que en los ejemplos anteriores. En las regiones no áridas, el nivel freático permanente en estas situaciones estaría normalmente por encima de los contenedores. En el caso representado en la Figura 9.29 (e), el agujero se rellena simplemente con el material originalmente retirado del sitio. En la Figura 9.29 (f), la zona excavada alrededor de los contenedores está llena de material geológico tal como arcilla bentonítica elegida para mejorar las capacidades de contención a largo plazo de la instalación de enterramiento.

Casi todos los sitios de enterramiento de desechos de reactores en los Estados Unidos y Canadá están en la categoría representada por la Figura 9.29 (e), con el nivel freático dentro o justo debajo de la zona de enterramiento. Algunos de los residuos se han colocado directamente en el suelo sin la protección de contenedores sellados. La mayoría de los sitios están ubicados en escenarios hidrogeológicos pobres. No es sorprendente, por lo tanto, que la migración subsuperficial de los radionucleídos de las zonas de enterramiento sea una circunstancia común.

Para evitar problemas de migración de radionúclidos subterráneos en sitios futuros, numerosos investigadores han propuesto que los sitios futuros se ubiquen en entornos hidrogeológicos que se demuestre que tienen capacidad de contención a largo plazo. Para lograr esta capacidad, el sitio debe tener las siguientes características: estabilidad geomorfológica y estructural, aislamiento de la roca de roca fracturada u otros regímenes de flujo subterráneo demasiado complejos para el desarrollo de análisis fiables de la vía (es decir, el sitio debe tener un marco hidrogeológico simple) ausencia de líneas de flujo subsuperficiales que conducen directamente a la biosfera las zonas subsuperficiales de Agua potable, y velocidades de radionucleídos predecibles resultantes de combinaciones favorables de velocidad del agua subterránea y retraso químico. Además de los criterios hidrogeológicos como estos, varios investigadores han indicado que la capa freática debe ser lo suficientemente profunda como para permitir que el entierro de los desechos ocurre completamente en la zona no saturada (Cherry et al., 1974). El nivel superior predicho del rango de fluctuación del nivel freático durante muchos siglos debe estar por debajo del fondo de la zona de entierro. Los criterios señalados anteriormente, si se cumplen, conducirían al desarrollo de instalaciones de enterramiento de desechos que proporcionaran una contención considerablemente mejor a largo plazo que en el caso de los sitios existentes. Desafortunadamente, en la mayoría de las regiones húmedas y semihúmedas de América del Norte, esta deseada combinación ideal de propiedades hidrogeológicas es rara, o incluso inexistente, dentro de áreas que también cumplen criterios sociales y económicos. La profundidad del nivel freático es generalmente superficial, lo que impide el establecimiento de zonas de enterramiento a una profundidad apreciable debajo de la superficie del suelo. Los desechos que están enterrados a unos pocos metros, o incluso a 5-10 m de la superficie del suelo, generalmente no se consideran aislados de las generaciones futuras durante los cientos de años o más que serán necesarios para la desintegración para reducir la radiactividad en los residuos a niveles bajos.

Como un enfoque alternativo a la ubicación de las zonas de entierro para residuos sólidos de baja actividad, Cherry et al. (in prensa) propuso que en las regiones húmedas y semihúmedas, las zonas de enterramiento se ubiquen en los acuitardos arcillosos no arraigados de la manera representada en la Figura 9.29 (f). Según este esquema, el entierro tendría lugar en la parte inferior de gran tamaño (2-5 m de diámetro) agujeros de barrena más de 15 m por debajo de la superficie del suelo. La zona de enterramiento estaría a una profundidad considerable por debajo de la capa freática y por debajo de la zona de intemperización activa. Por lo tanto, los residuos se aislarán de la biosfera en un entorno hidrogeológico en el que la velocidad del agua subterránea es extremadamente baja y el retraso químico es grande. El desenterramiento accidental de los desechos por generaciones futuras sería mucho menos probable que en el caso de los enterramientos de desechos superficiales, por encima de la superficie del agua. Para que este enfoque sea evaluado en detalle, será necesario dirigir la investigación hacia las propiedades hidrogeológicas de los acuitardos arcillosos como arcilla, arcilla glaciolacústica y pizarra blanda.

Para obtener información adicional sobre los aspectos hidrogeológicas de la gestión de residuos radiactivos sólidos de bajo nivel (principalmente residuos del reactor), se remite al lector a Peckham y Belter (1962), Richardson (1962a, 1962b), Mawson y Russell (1971), Cherry Et al. (1973), y Pferd et al. (1977).

En los reactores nucleares que se utilizan actualmente para la producción de energía, las varillas de combustible compuestas de óxido de uranio sólido experimentan reacciones de fisión que liberan calor y partículas de descomposición. Después de un período de tiempo en el reactor, las barras de combustible se reemplazan. El combustible gastado contiene una amplia variedad de isótopos radioactivos tóxicos producidos a partir del uranio y de otros elementos. El destino final de estos radionucleídos artificiales es el núcleo de lo que se ha conocido como el problema de eliminación de desechos radiactivos de alto nivel. Se han sugerido numerosas soluciones propuestas para este problema, cada una con el objetivo de aislar los radionúclidos de la biosfera por el tiempo de vida de su radioactividad. Esta es la etapa final del ciclo del combustible nuclear.

Las opciones de eliminación como el entierro dentro de la capa de hielo antártico, el emplazamiento en el fondo del océano en lugares donde ocurrirán entierros naturales debajo de las placas continentales migratorias y el transporte de cohetes más allá de la gravedad terrestre se han excluido debido a impracticidades durante las próximas décadas. Actualmente se espera que se pueda obtener una solución satisfactoria colocando el material radioactivo en un depósito manipulado en estratos geológicos en el que se aislará de las zonas de flujo de aguas subterráneas activas. Este enfoque se conoce comúnmente como almacenamiento de terminales. Esto implica que durante una o dos generaciones el entorno del repositorio será monitoreado y que si todo va bien los desechos se considerarán como permanentemente dispuestos.

En los Estados Unidos, se están investigando cuatro posibilidades hidrogeológicas principales para su idoneidad para el desarrollo de repositorios. Estos son (1) lechos salinos profundos, (2) rocas ígneas cristalinas profundas, (3) estratos profundos de pizarra y (4) gruesas zonas no saturadas en regiones áridas. Debido a las diferencias climáticas, la opción (4) no está disponible en Canadá ni en los países europeos. La cuestión más importante en la evaluación de estas opciones es si los residuos se aislarán de la biosfera durante periodos de tiempo que se consideren aceptables.

Los residuos contendrán numerosas especies de radionúclidos, pero para el año 2020, el 99% de la acumulación proyectada de radiactividad se debe a la presencia de 90Sr y 137Cs (Gera y Jacobs, 1972) que tienen semividas de 28 y 33 años, respectivamente, y que se descompondrá a niveles muy bajos dentro de unos 1000 años. Sin embargo, se requieren periodos de tiempo mucho más largos para la decadencia a niveles bajos de nucleídos transuránicos de larga vida en los desechos, específicamente, 238Pu, 239Pu, 240Pu,241Am y 243Am, con semividas que van desde 89 años para 238Pu hasta 24,000 años para 239Pu. La desintegración radiactiva de estos elementos en los desechos produce otros radionucleídos, conocidos como productos secundarios (237Np, 226Ra, 129I, 99Tc y otros). Si se tienen en cuenta, el material permanecerá peligroso durante millones de años, aunque a niveles de radioactividad mucho menores que los que se producirán durante los primeros mil años.

Los radionúclidos pueden colocarse en el depósito en su forma original como combustible gastado o pueden incorporarse a otros materiales después de que el combustible gastado haya sido reprocesado. La reprocesamiento es un tratamiento químico en el que el combustible gastado se disuelve en ácido y el plutonio se separa de los otros radionucleídos. El plutonio es visto por la industria de la energía nuclear como un producto valioso porque puede ser utilizado para producir energía en reactores de crianza rápida. Después de la extracción de plutonio, un residuo caliente altamente radioactivo que contiene las restantes especies de radionucleídos y algunos residuos de plutonio permanece como residuo. En la actualidad, los organismos reguladores nucleares de los diversos países están de acuerdo en que el problema es que estos desechos deben solidificarse e incorporarse a materiales sólidos relativamente inertes como la cerámica o el vidrio. Esto debe hacerse antes de proseguir con el compromiso de cualquier esquema de almacenamiento o eliminación a largo plazo del subsuelo. A partir de la planta de reprocesado químico los residuos procederán, después de un período de almacenamiento provisional, a través de una planta de solidificación. Después de ser solidificados y encapsulados, los residuos estarán listos para su colocación en un depósito geológico subterráneo. Aunque el reprocesamiento elimina la mayor parte del plutonio del combustible gastado, los residuos que quedan después del reprocesamiento siguen siendo altamente radiactivos. Desde el punto de vista hidrogeológico, el aislamiento del combustible gastado o el aislamiento de los residuos solidificados del reprocesamiento son fundamentalmente el mismo problema.

Para que un depósito subterráneo pueda considerarse satisfactorio dentro del marco temporal antes mencionado, debe ser capaz de proteger los desechos de los efectos de la erosión del paisaje causada por el viento, el agua y hasta los glaciares. Debe estar ubicado en un área que no tenga un riesgo sísmico significativo o potencial para la actividad volcánica. Los materiales de protección dentro de los cuales se colocan los residuos en el depósito y el entorno hidrogeológico fuera del depósito deben ser capaces, dentro de un grado excepcionalmente elevado de confianza predictiva, de impedir la migración de radionucleidos en el agua subterránea del depósito a la biosfera. Este último criterio es el más difícil de establecer en el nivel de confianza que se requiere. Nunca antes en la historia de la humanidad se pidió a ingenieros y científicos que proporcionaran análisis de seguridad relevantes para un período de tiempo tan largo. Actualmente se está evaluando la viabilidad de lograr el aislamiento a largo plazo de los desechos en cada una de las cuatro opciones del depósito hidrogeológico enumeradas anteriormente. La opción de sal profunda es discutida por Bradshaw y McClain (1971) y por Blomeke et al. (1973). El potencial para el desarrollo de repositorios en pizarra es descrito por Ferro et al. (1973). Winograd (1974) revisó los aspectos hidrogeológicos de la opción zona árida / zona no saturada. Para una visión más amplia del problema de alto nivel de eliminación de desechos radiactivos, se hace referencia al lector a Kubo y Rose (1973) y Cohen (1977).

Eliminación de desechos líquidos en pozos profundos

La inyección de desechos líquidos, principalmente de origen industrial, ha sido ampliamente adoptada como una práctica de eliminación de desechos en América del Norte. El propósito de este procedimiento es aislar sustancias peligrosas de la biosfera. A medida que la descarga de contaminantes a los ríos y lagos se vuelve cada vez más objetable, y como la legislación para la protección de los recursos hídricos superficiales se ha vuelto más estricta, el uso de zonas permeables profundas para la eliminación de desechos líquidos se ha convertido en una opción de gestión de residuos cada vez más atractiva para muchas industrias. En 1964, 1967, 1968, 1972 y 1973 se realizaron inventarios de pozos de inyección de residuos líquidos industriales en los Estados Unidos. Durante ese período, el número de pozos de inyección de residuos aumentó de 30 en 1964 a por lo menos 280 en 24 estados en 1973 (Warner y Orcutt, 1973). En Canadá, en 1976 se utilizaron al menos 80 pozos de inyección. Los pozos de inyección utilizados para el retorno de las salmueras extraídas durante el bombeo de petróleo o de campo de gas no se clasifican normalmente como pozos de inyección de residuos. Hay más de 100,000 de estos pozos en América del Norte. Las empresas químicas, petroquímicas y farmacéuticas son los mayores usuarios de pozos de inyección de residuos. Otros usuarios importantes son refinerías de petróleo, plantas de gas, acerías, minas de potasa, molinos de uranio y plantas de procesamiento. En Florida, Hawai, Luisiana y Texas, la inyección de efluentes de aguas residuales en acuíferos salinos se produce en una escala menor. Casi todos los pozos de inyección de residuos están en el rango de profundidad de 200-4000 m. La mayoría tiene entre 300 y 2000 m de profundidad. Las zonas de inyección se encuentran generalmente en areniscas, rocas carbonatadas y basalto.

La mayoría de los pozos de inyección funcionan a presiones de inyección inferiores a 7 × 103 kN/m2. La tendencia en los últimos años es hacia presiones de inyección más bajas y tasas de inyección en el rango de 500-1400 /min. El efecto de un pozo de inyección sobre las condiciones hidrodinámicas en un acuífero hipotético horizontal en el que hay flujo regional, se muestra en la Figura 9.30. El pozo de inyección causa un montículo en la superficie potenciométrica. El montículo se extiende asimétricamente en la dirección del flujo regional en el acuífero. A medida que la inyección continúa, la extensión aérea del montículo se extiende para ocupar un área cada vez mayor. Este proceso puede ser visto como el inverso del efecto de un pozo de bombeo en un acuífero confinado, y de hecho se describe matemáticamente por las mismas ecuaciones, modificado para el efecto de inyección en lugar de bombeo (Warner, 1965).

Figura 9.30 Montículo potenciométrico causado por el pozo de disposición de agua y expansión de la zona ocupada por los residuos. Posiciones en el tiempo t1, t2 y t3 (después de Kazmann, 1974).

Si los pozos de inyección están situados juntos, los montículos potenciométricos se unen de manera análoga a la interfaz de extracción en los campos de pozos de bombeo. La extensión del frente del montículo potenciométrico es muy rápida en comparación con la propagación de la zona de residuos inyectados. El frente del montículo potenciométrico se extiende por el desplazamiento de presión. El frente de la zona de desecho se extiende a medida que se produce el desplazamiento de volumen. La zona de desecho se extiende en proporción directa con el volumen acumulado de residuos que se vierte en el acuífero. La interfaz entre el agua de formación y el residuo será gradacional como resultado de la dispersión.

Con base en el análisis del estado y el impacto de las prácticas de inyección de residuos en los Estados Unidos y Canadá, Warner y Orcutt (1973) y Simpson (1976) concluyeron que los casos documentados de fallo del sistema de eliminación incluso de menor importancia y la contaminación relacionada de la superficie y cerca de la superficie aguas son raros. Sin embargo, esto puede no continuar siendo el caso, ya que la inyección de residuos se convierte en una práctica cada vez más común de eliminación de desechos y como la cantidad de tiempo que los estratos han recibido incrementos de desechos. Uno de los pocos casos en los que la inyección de residuos ha causado contaminación superficial ocurrió en el sur de Ontario cerca de Sarnia, donde se encuentra la mayor parte de la industria petroquímica canadiense. La contaminación fue causada por pozos de inyección vivos, el primero de los cuales fue perforado en 1958 y el resto en 1960. Las aguas cáusticas y fenólicas de la refinería se inyectaron en los pozos a tasas inferiores a 400 /min en estratos carbonatados a profundidades entre 200 y 260 m debajo de la superficie. A fines de la década de 1960 y principios de 1970, se observaron fenómenos fenólicos en fluidos que alcanzaron la superficie en el distrito de Sarnia (Simpson, 1976). Se cree que la contaminación se produjo debido a la fuga ascendente de los desechos a través de pozos desconectados abandonados. Puede haber hasta 30,000 pozos desconectados en el suroeste de Ontario en las inmediaciones de Sarnia (van Everdingen y Freeze, 1971). Muchos de estos fueron perforados décadas atrás antes de conectar los pozos abandonados era necesario. El riesgo representado por los pozos desconectados en áreas de inyección de desechos es particularmente insidioso porque la ubicación de muchos de los pozos es desconocida. Algunos ya no existen en la superficie del suelo, sino que proporcionan conexiones verticales debajo de la superficie del suelo. Puede haber más de 1 millón de pozos desconectados, no localizados en Norteamérica. Con respecto al efecto a largo plazo de la inyección de residuos nocivos en pozos profundos, van Everdingen y Freeze (1971) han sugerido que las conexiones verticales proporcionadas por pozos desconectados pueden ser el peligro más importante.

Otro peligro importante asociado con la práctica de la inyección de residuos es la inducción de terremotos como resultado del aumento de las presiones del agua porosa a lo largo de fallas. Este tema se trata en el Capítulo 11.

Como conclusión sobre la eliminación de pozos profundos, los comentarios de A. M. Piper (1970) del Servicio Geológico de los Estados Unidos parecen apropiados:

En su predilección por simplificar excesivamente un problema y tratar de resolver todas las variantes mediante un único ataque masivo, los Estados Unidos parecen llegar a aceptar la inyección profunda de desechos como cierta cura para todos los males de la contaminación del agua.

La inyección no constituye una eliminación permanente. Por el contrario, se detiene en el almacenamiento y se compromete a tal almacenamiento -para todo el tiempo en el caso de los desechos más difíciles de tratar-espacio subterráneo de los cuales poco es alcanzable en algunas áreas, y que definitivamente es agotable en la mayoría de las áreas (página 6).

Es cierto que inyectar desechos líquidos profundamente debajo de la superficie terrestre es un medio potencial para aliviar la contaminación de ríos y lagos. Sin embargo, por no estirar la imaginación es la inyección de una panacea que puede abarcar todos los desechos y resolver toda la contaminación, incluso si las limitaciones económicas deben renunciarse. Las limitaciones de los potenciales para la inyección práctica son estrictas, físicas, químicas, geológicas, hidrológicas, económicas e institucionales (incluidas las legales) (página 5).

Otras fuentes

Hay muchas otras fuentes que contribuyen contaminantes a la zona de agua subterránea. En el norte de Estados Unidos y Canadá se aplican grandes cantidades de sales a las carreteras para combatir las condiciones adversas del hielo durante los meses de invierno. La contaminación de los acuíferos poco profundos a lo largo de caminos que reciben sal no es infrecuente en estas regiones. Puesto que las sales tales como NaCl y CaCl2 son altamente solubles y relativamente móviles en el agua subterránea, hay poco que se puede hacer para prevenir esta situación, aparte de disminuir la cantidad de uso de la sal.

Las actividades de la industria minera son otra causa potencial de contaminación de las aguas subterráneas. Los efectos van desde los cambios en la química de las aguas subterráneas causados por la minería hasta la infiltración de lixiviados de los relaves y otros desechos. La extensa ocurrencia del drenaje ácido de agua de las minas de carbón abandonadas en la región de los Apalaches de los Estados Unidos es el ejemplo más visible de los efectos adversos de la minería en las aguas subterráneas y superficiales.

La filtración de las lagunas de desechos industriales es otra causa de contaminación de las aguas subterráneas. En toda América del Norte hay miles de estanques artificiales y lagunas que contienen innumerables tipos de desechos líquidos. En muchos casos las lagunas no están revestidas con barreras impermeables, proporcionando así la oportunidad para la filtración de desechos hacia abajo en el ambiente subsuperficial. En situaciones donde los acuíferos de agua potable se encuentran cerca, esto puede causar serios problemas. Sin embargo, pueden pasar muchos años antes de que se manifieste el alcance del problema.

En algunas regiones, la urbanización se está extendiendo hacia las zonas de recarga de los principales acuíferos. Incluso si se utilizan instalaciones centralizadas de tratamiento de aguas residuales en lugar de sistemas sépticos, las actividades urbanas producen numerosas fuentes de contaminación en el suelo. La predicción del efecto a largo plazo de la urbanización sobre la calidad de las aguas subterráneas es una tarea difícil, pero necesaria si queremos desarrollar métodos de planificación del uso de la tierra que reduzcan al mínimo los impactos adversos en el medio acuático.

Como introducción a la literatura sobre contaminación de aguas subterráneas y temas afines, el lector se refiere a Hall (1972), Summers y Spiegal (1974), Todd y McNulty (1976) y Wilson et al. (1976). En los exámenes de Fuhriman y Barton (1971), Scalf et al., Se presenta una indicación de la naturaleza y alcance regional de la contaminación de las aguas subterráneas en los Estados Unidos. (1973), Miller et al. (1974) y Scalf (1977). La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (1977) ha descrito un resumen de las prácticas de eliminación de desechos y sus efectos sobre las aguas subterráneas en los Estados Unidos. Back y Cherry (1976) han presentado una revisión de las actividades de investigación recientes relacionadas con los problemas químicos en hidrogeología.

Lecturas Sugeridas

BAETSLÉ, L. H. 1969. Migration of radionuclides in porous media, Progress in Nuclear Energy, Series XII, Health Physics, ed. A. M. F. Duhamel. Pergamon Press, Elmsford, N.Y., pp. 707–730.

CHERRY, J. A., R. W. GILLHAM, y J. F. PICKENS. 1975. Contaminant hydrogeology: Part 1: Physical processes, Geosci. Can., 2, pp. 76–84.

FRIED, J. J. 1976. Ground Water Pollution. Elsevier, Amsterdam, pp. 1–47.

OGATA, AKIO. 1970. Theory of dispersion in a granular medium. U.S. Geol. Surv. Prof. Paper 411–1, p. 134.

U.S. Environmental Protection Agency. 1977. Waste disposal practices and their effects on ground water. The Report to Congress, pp. 81–107.