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UNIVERSIDAD NACIONAL AUTNOMA DENICARAGUA

Centro para la Investigacin en Recursos Acuticosde Nicaragua (CIRA-UNAN)

Maestra en Ciencias del Agua

Trabajo de TesisPara optar al grado de

Master en Ciencia del Agua

ESTUDIO DE LA CONTAMINACIN PORHIDROCARBUROS VOLTILES (BTEX) EN UNSITIO DE DERRAME DE GASOLINA, COLONIA

UNIDAD DE PROPSITO, MANAGUA,NICARAGUA

Por

Mara Elena del Socorro Lpez Blanco

Tutor: Dr. William Martnez Bermdez - GelogoAsesor: Dr . Jorge Pit ty Tercero - EclogoAsesor: MsC. Enoc Casti llo Hernndez Hidrogelogo

Managua, Ao 2005

Patrocinado por la Red Centroamericana para el Manejo de losRecursos Hdricos (Red CARA)

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DEDICATORIA

A mis Padres (Q.E.P.D) por haberme dado la vida y todo el apoyo mientrasestaban conmigo para haber llegado hasta donde estoy.

A mis Hijos, Mara Jos, Chema y Claudia que con su paciencia y toleranciame permitieron llegar hasta donde estoy.

A todos los miembros de mi familia que me apoyaron en estos dos aos deestudios.

A Pedro por su apoyo emocional, moral, profesional y econmico

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AGRADECIMIENTOS

Al CIRA/UNAN- Managua, por haberme dado la oportunidad de ingresar alprograma de Maestra y a todo su personal tcnico cientfico por la ayuda y

disposicin mostrada a lo largo de estos dos aos de estudio.

A la Red CARA (Red Centroamericana para el Manejo de los RecursosHdricos), por el financiamiento brindado tanto para mis estudios como para elproyecto de tesis.

Al Doctor Ramn Aravena, profesor de la Universidad de Waterloo, Canad porsu apoyo e invaluable gestin y colaboracin en la realizacin de los anlisis enel laboratorio de compuestos orgnicos de dicha universidad y sus aportesoportunos en esta tesis.

A mi tutor Dr. William Martnez Bermdez, a mis asesores Dr. Jorge PittyTercero y MSc, Enoc Castillo Hernndez por la ayuda incondicional y susvaliosos aportes y sugerencias para la culminacin de este trabajo.

Al personal del Centro de Investigaciones Geocientificas CIGEO/UNAN quecolaboraron en el levantamiento geofsico y en la perforacin exploratoria.Especial mencion merece el MSc. Dionisio Rodrguez y el MSc. AlfredoMendoza pos u apoyo y facilidades tanto en la parte tcnica como cientfica.

A todo el personal de la Coordinacin de Maestra por el apoyo brindado en losmomentos oportunos; as mismo al personal del Departamento deHidrogeologa del CIRA por sus aportes cientficos.

A todos mis profesores que con sus conocimientos me ayudaron a desarrollaruna nueva disciplina en mi carrera profesional.

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INDICE DE CONTENIDO

Pginandice de Tablas.................................................................... viii

ndice de Figuras.................................................................. ix

ndice de Anexos.................................................................. xi

Lista de Abreviaturas........................................................... xii

RESUMEN

I. INTRODUCCION ................................................................. 1

1.1 Ubicacin del Sitio del Derrame y rea de Estudio ...... 21.2 Antecedentes.................................................................. 3

1.3 Planteamiento del Problema........................................... 4

1.4 Justificacin.................................................................... 5

II. OBJETIVOS ......................................................................... 7

2.1 Objetivo General.............................................................. 7

2.2 Objetivos Especficos....................................................... 7

III. MARCO TERICO ............................................................... 8

3.1 Caracterizacin de Plumas Contaminantes con Exploracin

Geofsica.......................................................................... 8

3.2 Teora de Resistividad Elctrica....................................... 9

3.2.1 Principios de Medicin............................................. 11

3.2.2 Levantamiento de Resistividades Multielectrodos... 12

3.2.3 Exploracin de Agua Subterrnea......................... 15

3.3 Transporte y Destino de Contaminantes en el Subsuelo. 15

3.3.1. Procesos Fsicos que controlan el Transporte de los

Contaminantes en la Fase Acuosa en el Subsuelo........... 16

3.3.2. Transporte Difusivo en materiales baja permeabilidad 22

3.3.3 Efectos de la Densidad en el Transporte................ 22

3.3.4 Retardacin de los Contaminantes........................... 23

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3.3.5 Transporte a travs de Medios Fracturados........... 24

3.3.6 Transporte a travs de Medios Porosos.................... 25

3.4. Procesos Fsicos que controlan el Transporte de los Conta-

minantes de Fase Lquida No Acuosa (LNAPL).............. 27

3.4.1. Transporte de los LNAPL................................... 28

3.5 Procesos Qumicos que controlan el Transporte

de los Contaminantes en el Subsuelo............................. 30

3.5.1. orcin.................................................................... 31

3.5.2. Hidrlisis................................................................. 32

3.5.3. Volatilizacin y Disolucin ..................................... 32

3.6 Procesos Biolgicos que controlan el transporte de los conta-

minantes en el subsuelo.................................................. 34

3.6.1. Evidencias de Microorganismos en el subsuelo.. 34

3.6.2. Factores Ambientales que afectan la Biodegradacin 37

3.6.3. Factores Fisiolgicos que afectan la Biodegradacin. 38

3.6.4. Factores Qumicos que afectan la Biodegradacin. 38

3.7 Contaminacin del Suelo y Agua Subterrnea por BTEX.. 39

3.7.1 Hidrocarburos que componen la Gasolina............ 40

3.7.2 Transporte y Destino de los BTEX........................ 41

3.7.3 Caractersticas y Propiedades de los BTEX......... 43

3.7.4 Efectos de los BTEX en la Salud........................ 46

IV. CARACTERIZACIN DEL MEDIO FSICO DEL AREA DE MANAGUA 47

4.1 Geologa General ........................................................ 474.2 Origen del Graben de Managua...................................... 47

4.3 Estratigrafa del Graben de Managua............................. 51

4.4 Hidrologa del Graben de Managua................................ 53

4.5 Sntesis del Medio Fsico del rea de Managua............. 55

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V METODOLOGA........................................................................ 57

5.1 Reconocimiento Geolgico de Campo............................ 57

5.2 Catas Exploratorias................................................ 57

5.3 Pruebas de Infiltracin..................................................... 59

5.4 Levantamiento Geofsico................................................ 62

5.5 Instalacin de piezmetros............................................. 64

5.6 Muestreo de Aguas........................................................ 65

5.7 Anlisis de los Compuestos BTEX................................ 66

5.8 Anlisis Fsico-Qumicos de Compuestos Inorgnicos 67

5.9Estimacin del Factor de Retardacin y laVelocidad de la Pluma contaminante de los BTEX......... 68

5.10 Perforacin Rotativa ................................................... 70

VI.- RESULTADOS y DISCUSIN ............................................ 72

6.1 Reconocimiento Geolgico de Campo............................. 72

6.1.1 Hidrologa y Naturaleza del Subsuelo del Sitio.. 72

6.1.2 Tectnica y Geologa del sitio de estudio............ 75

6.2 Catas Exploratorias.......................................................... 78

6.3 Influencia de la infiltracin en el movimiento del contaminante 79

6.4 Caracterizacin Geoelctrica del sitio de estudio ........... 81

6.5 Parmetros Qumicos como indicadores de Biodegradacin.... 84

6.6 Comportamiento de los BTEX en los estratos muestreados. 88

6.7 Comportamiento de los BTEX en el Agua Subterrnea......... 92

VII.- CONCLUSIONES y RECOMENDACIONES .......................... 97

VIII.- BIBLIOGRAFA......................................................................... 101

IX-. ANEXOS

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NDICE DE TABLAS

Tabla No.1 Valores de Resistividad para Materiales Geolgicosseleccionados................................................................. 11

Tabla No.2 Factores Ambientales Crticos que limitan los Procesos deDescomposicin Microbiana........................................... 37

Tabla No.3 Caractersticas de los BTEX........................................... 45

Tabla No.4 Coordenadas de Ubicacin de la Catas Exploratorias..... 59

Tabla No. 5 Ubicacin de las Pruebas de Infiltracin......................... 59

Tabla No. 6 Precipitaciones Mensuales para Calcular el Porcentaje

de Infiltracin................................................................... 60

Tabla No.7 Coeficientes de Infiltracin.............................................. 62

Tabla No. 8 Ubicacin de Perfiles Geofsicos en el rea de Estudio... 62

Tabla No. 9 Ubicacin de Mini piezmetros......................................... 64

Tabla No. 10 Ubicacin de Sitios de Muestreo de Agua.................... 66

Tabla No. 11 Lmites de Deteccin del Mtodo utilizado en Anlisis deBTEX............................................................................. 67

Tabla No. 12 Lmites de Deteccin de los Mtodos utilizados en anlisis decompuestos inorgnicos .............................................. 67

Tabla No. 13 Coeficientes de Particin Carbono Orgnico - Agua (Koc) 68

Tabla No. 14 Valores de Densidad, Porosidad y Fraccin de CO........ 69

Tabla No. 15 Clculo del Porcentaje de Infiltracin en el rea ......... 79

Tabla No. 16 Resultados de Anlisis Qumicos de Indicadores Orgnicos en AguaSubterrnea.......................................................... 85

Tabla No. 17 Resultados Analticos de BTEX en muestras de suelo.. 88

Tabla No. 18 Porcentajes de Arena, Limo, Arcilla y Materia Orgnica 89

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Tabla No. 19 Clculo del Factor de Retardacin R para los BTEX.... 92

Tabla No. 20 Resultados de Anlisis Qumicos en Muestras de Agua.. 93

INDICE DE FIGURAS

Fig. 1 Ubicacin del Sitio del Derrame y rea de influencia directaindirecta........................................................................................... 2

Fig. 2 Principios de Medicin de la Resistividad Elctrica.......................... 10

Fig.3 Principio de la Tcnica Roll along ................................................... 13

Fig.4 Secuencia de Medidas para elaborar una Seudo seccin................. 13

Fig.5 Efectos de la velocidad del agua subterrnea en la forma de la pluma. 18

Fig.6 Pluma Hipottica para dispersividades grandes y pequeas.............. 20

Fig. 7 Distribucin y Concentracin del contaminante en un Acufero

estratificado ideal................................................................................. 21

Fig.8 Tiempo requerido para el movimiento del contaminante con diferentesfactores de retardacin....................................................................... 23

Fig. 9 Transporte en rocas fracturadas porosas......................................... 24

Fig.10 Permeabilidad relativa como una funcin de la saturacin............... 28

Fig.11 Movimiento de LNAPL en el subsuelo............................................... 30

Fig.12 Datos de Equilibrio para diferentes compuestos................................ 31

Fig. 13 Cambios microbiales en las especies qumicas ............................... 36

Fig.14 Diferentes procesos relacionados al suelo y agua subterrnea......... 43

Fig. 15 Tectnica de Placas en Centro Amrica........................................... 48

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Fig. 16 Estructuras Tectnicas dentro de la Depresin de Nicaragua....... . 49

Fig. 17 Origen del Graben de Managua......................................................... 50

Fig. 18 Imagen de Satlite mostrando el Graben de Managua................... 51

Fig. 19 Columna Estratigrfica compuesta del Graben de Managua.......... 52

Fig. 20 Mapa Geolgico del Acufero de Managua.... .................................. 54

Fig. 21 Ubicacin de Obras directas en el rea de Estudio, mostrando los

Puntos de muestreo, perfiles geofsicos, catas exploratorias y pruebas de

infiltracin................................... ....................................................... 58

Fig. 22 Doble anillo utilizado en las pruebas de Infiltracin......................... 60

Fig. 23 Equipo utilizado en el Levantamiento Geofsico mostrando la unidad ABEM,cables conectores y electrodos............................................... 63

Fig.24 Minipiezmetro No.4 Instalado cerca del cauce y barreno manual perforandolos hoyos para instalacin de minipiezmetros.............................. 65

Fig. 25 Ubicacin de Perforacin Rotativa ................................................. 71

Fig. 26 Columna Estratigrfica del Sitio del Derrame...... .......................... 73

Fig. 27 Superficies Freticas del Sitio de Estudio ...................................... 74

Fig. 28 Perfil Estratigrfico-Estructural transversal al sitio del derrame........ 76

Fig. 29 Modelo Geotectnico del Sitio de Estudio.. ..................................... 77

Fig. 30 Perfil W-E de suelo a partir de datos de Catas Exploratorias.......... 78

Fig. 31 Curvas de Infiltracin del Sitio de Estudio......................................... 80

Fig. 32 Seudosecciones de Resistividad Aparente de los perfiles geofsicos en elrea de estudio............................................................................ 83

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Fig. 33 Perfil Estratigrfico con la extensin del combustible a partir del sitio delderrame..................................................................................... 84

Fig. 34 Grficos mostrando el comportamiento de los Indicadores Inorgnicos deDegradacin en el medio estudiado............................................ 87

Fig. 35 Distribucin Vertical de Tolueno, Etilbenceno y Xileno en el pozo perforado ysu relacin con la columna estratigrfica...................... 90

Fig. 36 Variacin de Granulometra y Materia Orgnica en la columna delpozo............................................................................................. 91

Fig. 37 Comportamiento de los compuestos orgnicos encontrados en el aguasubterrnea en el pozo de monitoreo PM-01.............................. 94

INDICE DE ANEXOS

Anexo A Formato y Datos de Campo de Pruebas de Infiltracin

Anexo B Formato de Campo de Muestreo de Agua y Suelo y Resultados de

Parmetros Inorgnicos

Anexo C Normas Internacionales y Valores Guas de Compuestos BTEX para

Suelos y Agua Subterrnea

Anexo D Calculo del Factor de Retardacin

Anexo E Resultados de Anlisis de los compuestos BTEX de la Universidad de

Waterloo, Canad.

Anexo F Resultados de Anlisis de compuestos BTEX y Cromatogramas del

Laboratorio del Instituto de Medicina Legal, Managua.

Anexo G Glosario de Trminos Utilizados

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ABREVIATURAS

BTEX:Benceno, Tolueno, Etilbenceno y Xilenos.

CAPRE: Comit Coordinador Regional de Instituciones de Agua Potable ySaneamiento de Centro Amrica, Panam y Repblica Dominicana

CIGEO: Centro de Investigaciones Geocientficas

CIRA: Centro para la Investigacin de Recursos Acuticos

CVES: Continuos Vertical Electric Sounding (Sondeos Elctricos Verticales

Continuos)

DNAPL: Dense Non Aqueos Phase Liquid (Fase Liquida Densa no Acuosa)

EEC: Comunidad Econmica Europea

ERA: Ecological Risk Assesment (Evaluacin del Riesgo Ecolgico)

ERT: Electrical Resistivity Traversing (Resistividad Elctrica Transversal)

EUA: Estados Unidos de Amrica

GPR: Ground Penetrating Radar (Radar de Penetracin del Terreno)

INE: Instituto Nicaragense de Energa

INAA: Instituto Nicaragense de Acueductos y Alcantarillados

INETER: Instituto Nicaragense de Estudios Territoriales

JICA: Agencia de Cooperacin Internacional de Japn

Km .: Kilmetro

LNAPL: Light Non Aqueos Phase Liquid (Fase Lquida Liviana no Acuosa)

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LDM: Lmite de Deteccin del Mtodo

MARENA: Ministerio del Ambiente y Recursos Naturales

mA : mili Amperios

MTBE: Metil Ter Butyl Eter (aditivo utilizado en las gasolinas como oxigenante y

aumentador del octanaje)

MCL: Maximum Contaminant Level (Nivel Mximo del Contaminante

mV: mili Voltios

NAPL: Non Aqueos Phase Liquid (Fase Lquida no Acuosa)

OMS: Organizacin Mundial de la Salud

PCBs: Bifenilidos Policlorinados

ppb: Partes Por Milln

STD: Slidos Totales Disueltos

SUWaR: Sustentable Use Water Resources (Uso Sostenible de Recursos Hdricos)

UNAN: Universidad Nacional Autnoma de Nicaragua

US-EPA: United State Environmental Protection Agency (Agencia de Proteccin

Ambiental de los Estados unidos)

UTM: Unidades Transversales de Mercator

VES: Sondeo Elctrico Vertical

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RESUMEN:

En Mayo del 2003 ocurri un derrame de 5 320 galones de gasolina en una estacin

de servicio Texaco, ubicada en el kilmetro 9.5 de la Carretera Panamericana en laColonia Unidad de Propsito al NE de la ciudad de Managua, la capital deNicaragua. El rea es residencial, comercial e industrial, por tanto altamentevulnerable a este tipo de situacin.

Para determinar la concentracin, migracin y distribucin de los contaminantesvoltiles de gasolina (BTEX) en el subsuelo y el impacto al agua subterrnea del SubAcufero Oriental del Acufero de Managua, se llev a cabo la presente investigacin,en un rea de influencia directa e indirecta del derrame de gasolina de ~ 3.2 km 2, enel perodo comprendido entre Marzo 2004 y Marzo 2005.

El ambiente geolgico, por donde el contaminante tuvo un movimiento descendenterpido, es una zona de fractura (falla inactiva) de material permeable y heterogneo.El contaminante se ha movido de la zona de fractura a un bloque tectnico hundidoal oeste, donde est ocurriendo una remediacin intrnseca o biodegradacin tantoaerbica como anaerbica en la zona vadosa de alta permeabilidad con 18 m depotencia hasta alcanzar el nivel fretico.

El mtodo geofsico de resistividades es efectivo para la caracterizacin geoelctricade zonas contaminadas con hidrocarburos voltiles. La observacin de las zonas conanomalas geofsicas es discriminante, mostrando una alteracin del medio por loscompuestos derramados, comportndose ese medio contaminado como altamente

conductivo.Los resultados indican adems, que dentro del grupo de los BTEX el benceno fueremovido ms rpidamente con la distancia desde la fuente y que el tolueno, m,p-xileno y otros componentes de la gasolina han emigrado 110 m al NNE del sitio delderrame, movindose en un medio potente de 18 m de zona vadosa. Esto secomprueba con la amplia anomala conductiva en el perfil geoelctrico P-1 y losanlisis realizados en los estratos y el agua subterrnea del pozo de monitoreo.

Dada la gran distancia horizontal de ms de 2 Km. gradiente abajo, es de esperarseque no haya impacto en los pozos excavados de consumo, manantiales y en Lagode Managua de acuerdo a la velocidad de la pluma calculada de la ecuacin Vp=V/R.

Palabras Claves: Derrame, Contaminacin, BTEX, Migracin , Remediacin In

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I. INTRODUCCIN

En la Colonia Unidad de Propsito situada al NE de la ciudad capital, en Mayo

de 2003 ocurri un derrame de 5 320 galones de gasolina de uno de los

tanques subterrneos de una estacin de servicio de la TEXACO Inc.

El rea del derrame de aproximadamente 3,2 km2, incluye el rea de influencia

directa e indirecta en la direccin preferencial NNE del flujo del agua

subterrnea, como parte de la Sub Cuenca Oriental (de 222 km2) del Acufero

de Managua, est sobre una zona de descarga local de agua subterrnea. El

rea con un gradiente de 1/27, adems del drenaje pluvial, tambin recibe las

aguas servidas de los barrios Unidad de Propsito, Jos Benito Escobar y

sus alrededores.

El Acufero de Managua con una superficie de 640 km2 comprende las sub

cuencas subterrneas Occidental, Central y Oriental. La extensin y el control

del acufero y las subcuencas es geolgico-estructural. Siendo sus limites: al

Norte el Lago de Managua; al Sur el Sistema ESE de Fallas Las Nubes, desde

el poblado de Niquinohomo hasta El Crucero, en el contacto de dos estructuras

tectnicas: La Meseta de los Pueblos (un alto estructural) y el rea de Managua

(un graben); al Este el Sistema N-S de Fallas Cofrada, al Este de la carretera

Tipitapa - Masaya; y al Oeste el Sistema NNW de Fallas Mateare.

Al respecto, en el rea de Managua, a pesar de la alta densidad de gasolineras

y del inherente alto riesgo que representan, a la fecha no existen estudios

especficos para prevenir o determinar la contaminacin por derrames de

hidrocarburos. Por tanto es necesario evaluar el grado de peligro y ese riesgo

inherente, y cual sera el comportamiento de los contaminantes en el medio y

cmo podran alcanzar el acufero.

En este trabajo de tesis, se han investigado las condiciones geolgicas e

hidrolgicas del entorno del sitio del derrame y se ha utilizado la exploracin

geofsica elctrica como herramienta para discernir sobre el patrn de la pluma

y la migracin de los contaminantes en el medio.

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1.1 Ubicacin del Sitio del Derrame y rea de Estudio

El sitio del derrame se ubica en el kilmetro 9,5 de la carretera norte, en la

entrada a la Colonia Unidad de Propsito, en el sector NE de la ciudad capital

en las coordenadas de referencia 1342950 N / 588100 E.

El rea de estudio de aproximadamente 3,2 km2, incluye el rea de influencia

directa e indirecta en la direccin preferencial NNE del flujo del agua

subterrnea. El rea est limitada al norte por la ribera del Lago de Managua,

al sur a 900m por la antigua va del ferrocarril, al Este por un trazo de la Falla

Aeropuerto y al Oeste por un trazo de la Falla Las Colinas (Fig.1).

N

w E

S

Fig. 1 Ubicacin del Sitio del Derrame y rea de Influencia Directa e Indirecta

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1.2 Antecedentes

La ciudad de Managua de aproximadamente 1,5 millones de habitantes,

representa la cuarta parte de la poblacin de Nicaragua, poblacin cuya

tendencia es al crecimiento exponencial. El abastecimiento de agua potable se

da por medio de una batera de pozos que extraen del Acufero de Managua

hasta el 92% del agua de consumo de la ciudad (INAA, 2004), en ese contexto

es imperiosa la necesidad de cuidar este recurso en cantidad y calidad.

El Acufero, est contenido principalmente en las rocas del basamento, tobas

baslticas aglomerticas del Grupo La Sierras del Plio-Pleistoceno (1 milln a

~200,000 aos atrs) caracterizadas por presentar excelente transmisividad y

permeabilidad primaria y secundaria. Estas caractersticas de excelente

transmisividad y permeabilidad, bondades del medio que posibilitan los

reservorios de agua subterrnea, son las que paradjicamente hacen al

acufero altamente susceptible a la contaminacin (SUWaR-NICARAGUA,

2000).

El proyecto Uso Sostenible de los Recursos Hdricos (SUWaR-NICARAGUA,

2000) identific 594 fuentes puntuales y dispersas de contaminacin del

acufero. Dentro de estas fuentes se identificaron 75 gasolineras (al 2005 se

contabilizan alrededor de 120 gasolineras, INE 2005), fuentes de alto riesgo,

debido a la disposicin, almacenamiento y manipulacin de los hidrocarburos.

Las gasolineras, analizadas por el SUWaR, contaban hasta 1998 con un

mnimo de 4 tanques subterrneos con capacidades de almacenamiento de

1,000 a 5,000 galones de los diferentes productos a comercializar. En el ao2000 la mayora de ellas fueron automatizadas como prevencin a posibles

fugas y derrames. Sin embargo, en general no existe control sobre los

hidrocarburos, aceites y grasas, ni de los envases para que estos sean

reciclados (SUWaR-NICARAGUA, 2000).

Por su parte Cruz (1997) en el trabajo de tesis Modelaje del Acufero de

Managua y su Rendimiento Sostenible recomienda: (1) utilizar mejores

tcnicas de investigacin entre las cuales est la aplicacin de mtodosgeofsicos y (2) para buscar indicadores de contaminacin hacer nfasis en

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anlisis de compuestos voltiles como el xileno, tolueno y benceno, y enfocarse

en analizar sustancias menos densas que el agua (LNAPL) y ms densas

(DNAPL).

El debate pblico que se origin a raz del derrame de Mayo/2003, hadespertado a su vez el inters de autoridades, comunidad cientfica nacional,

empresas y pblico en general, en el sentido de garantizar una actividad

econmica de manera racional y segura, con una planificacin adecuada en

base a estudios geolgicos bsicos, para prevenir el establecimiento de

gasolineras en reas crticas. Es necesario tomar las medidas pertinentes de

seguridad industrial en la prevencin de defectos ingenieriles y tecnolgicos.

1.3 Planteamiento del Problema

El rea de Managua ha absorbido la mayor parte poblacional de Nicaragua.

Las implicaciones de ese crecimiento acelerado ha trado como consecuencia

demandas de orden econmico y social. Por ejemplo, el aumento del parque

vehicular a partir 1990 al 2004 (de ~ 60 a 180 mil unidades) ha venido

acompaado del aumento en el nmero de gasolineras (de 75 a 120 estaciones

de servicio).

Por otro lado, dada la intensa geodinmica activa inherente al rea de

Managua, es evidente que las estaciones de gasolineras conllevan un alto

riesgo potencial de contaminacin independiente de las medidas tecnolgicas o

de seguridad pertinentes que se tomen, resultando en un alto riesgo de

contaminacin en caso de infiltracin o derrame de combustible al medio con el

consecuente peligro para la salud.

As, el derrame ocurrido en mayo de 2003 se dio sobre un sitio de geologa

compleja, prximo al trazo de la falla Aeropuerto que conforma el margen

Oeste del Graben Aeropuerto, una estructura geolgica activa de 18 Km. de

ancho, que a su vez hace posible la ocurrencia de un medio acufero potente,

tal cual es el Acufero Oriental de Managua.

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1.3 Justificacin

El Acufero de Managua, por su naturaleza hidrogeolgica, es muy susceptible

a la contaminacin. Esto aunado al nmero de gasolineras en el rea deManagua, hace necesario desarrollar una metodologa rpida y confiable para

evaluar in situ y con anlisis de laboratorio, los derivados de gasolina y diesel

derramados al medio, los cuales representan un alto riesgo a la salud pblica y

medio ambiente.

Los compuestos de la gasolina tales como el benceno, tolueno, etilbenceno y

xilenos (BTEX) son relativamente mviles en el agua subterrnea (Kennedy,

1992; Davis et al.,1993). La remediacin intrnseca, tambin referida como

atenuacin natural de los BTEX en el agua subterrnea, ha sido reportada por

numerosos autores (p.ej., Hinchee et al., 1995; Alleman & Leeson, 1997).

Sin embargo, persisten debates e incertidumbres relativos a la determinacin,

cuantificacin y destino de los BTEX en un acufero de ambiente complejo,

como el Acufero de Managua.

Uno de los principales problemas a resolver a nivel mundial para la proteccin

del agua subterrnea a la contaminacin de estos compuestos, es obtener una

rpida indicacin, identificacin, localizacin y cuantificacin del rea

contaminada (Maz & Landa, 1978). Existen mtodos directos a primera

instancia, para determinar la extensin de la contaminacin, tales como la

perforacin, la cual en reas urbanas como Managua, consume mucho tiempo,

es onerosa y un tanto difcil de llevar a cabo, dada la infraestructura existente

(viviendas, lneas de transmisin areas y subterrneas).

Para esta investigacin se plante la aplicacin de mtodos eficientes, seguros,

rpidos, baratos y que interfieran lo menos posible con la infraestructura

existente. Los mtodos geofsicos como sensores remotos, geobotnica, sonda

fotogrfica, entre otros, cuando son aplicados correctamente cumplen este

cometido.

De hecho en muchos pases se han aplicado y se aplican cada vez ms los

mtodos geofsicos para determinar la extensin de la contaminacin de los

NAPLs en el agua subterrnea: El mtodo tradicional de Sondeo Elctrico

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Vertical (VES), el mtodo Screening body (SB), el Ground Penetrating Radar

(GPR), los mtodos electromagnticos (EM) y otros mtodos elctricos como

los Sondeos Elctricos Verticales Continuos (SEVC) llamado tambin

Tomografa Elctrica.

Dada las condiciones hidrogeolgicas del sitio del derrame y su entorno, en

esta investigacin, los factores favorables de tiempo y costo definieron la

aplicacin de l mtodo geofsico llamado Tomografa Elctrica para

determinar, en la medida de lo posible, la extensin de la pluma de

contaminacin.

A su vez, la determinacin fsica de la contaminacin en combinacin con los

anlisis de laboratorio permitirn establecer una metodologa rpida, eficiente y

confiable para discernir y entender el comportamiento de los contaminantes de

hidrocarburos en el sitio del derrame y establecer los blancos (targets) efectivos

a perforar.

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II. BJETIVOS

2.1 Objetivo General

Determinar la concentracin, migracin y distribucin de los contaminantes

voltiles BTEX a partir del derrame de 5 320 galones de gasolina ocurrido en

Mayo/2003, en la Estacin de Servicio Texaco-Parque Industrial, Colonia

Unidad de Propsito, Managua.

2.2 Objetivos Especficos

Establecer parmetros de evaluacin relativo a las condiciones

hidrogeolgicas y geodinmicas de esa rea de Managua.

Delimitarla pluma de contaminacin por hidrocarburos aplicando el

mtodo geofsico de Tomografa Elctrica.

Conocer el patrn de migracin y comportamiento de los

contaminantes dentro del medio fsico circundante.

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III. MARCO TERICO

3.1 Caracterizacin de Plumas Contaminantes con Exploracin Geofsica

Actualmente a nivel internacional existe una tendencia al uso de mtodos

geofsicos para el estudio de sitios contaminados por los compuestos no

solubles en agua (NAPL), como una medida eficaz en la caracterizacin y

monitoreo de los mismos. Los modelos geofsicos resultantes se han

combinado exitosamente con resultados qumicos de laboratorio para

derivados de hidrocarburos.

Estas investigaciones ilustran que las propiedades geofsicas de las plumas de

contaminacin por hidrocarburos en el medio natural, pueden determinarse de

las seales geofsicas observadas en muchos lugares con contaminacin de

LNAPL (Sauck et al., 1998; Benson & Mutsoe 1996; Atekwana et al. 1998).

A menudo los geofsicos han basado la interpretacin de los resultados de las

investigaciones en resultados de modelos intuitivos (p.ej., Mazac et al., 1990).

Sin embargo, el hecho que los modelos intuitivos no reproducen las

condiciones geodinmicas naturales de los sitios contaminados, hacen que las

investigaciones geofsicas arrojen resultados muy variables.

Se ha sugerido que muchas plumas contaminantes de hidrocarburos y

sustancias qumicas orgnicas cambian con el tiempo dada la variedad de

procesos activos (Olhoeft, 1992; Benson & Stubben, 1995; Benson et al.,

1997). A su vez Sauck et al., (1998) proponen la hiptesis que el hidrocarburo

derramado (LNAPLs) en el medio fsico cambia con el tiempo las propiedades

elctricas del mismo, el comportamiento cambia de elctricamente resistivo a

conductivo, debido a la variedad de procesos biogeoqumicos que se suceden.

Estas hiptesis han sido reforzadas por estudios geoqumicos en reas

contaminadas con hidrocarburos, los cuales indican presencia de una elevada

conductividad en el agua subterrnea por debajo de algunas plumas de

LNAPLs (Baedecker et al., 1987; Cozzarelli et al.,1990; Baedecker et al., 1993;

Bennett et al., 1993; Eganhouse et al., 1993).

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Los cambios que pueden influenciar las mediciones de las seales

geoelctricas podran deberse a: (1) cambios en la porosidad de la zona

vadosa debido a que los hidrocarburos desplazan y ocupan los espacios

porosos, (2) desplazamiento del agua en la franja capilar, (3) el espesor,

saturacin y distribucin del producto libre-residual por encima del nivel

fretico, (4) el espesor y distribucin de la pluma en la parte superior del

acufero, (5) cambios en la qumica de los fluidos contenidos en los poros,

debido a la degradacin microbiana, (6) reaccin entre los slidos del acufero

y productos de la degradacin microbiana.

3.2 Teora de la Resistividad Elctrica

Los materiales geolgicos, como todos los otros materiales, tienen la propiedad

de no conducir la corriente elctrica (Fig. 2). Esta propiedad se conoce como

resistividad elctrica y para un cilindro slido de longitud L se expresa como

( mIL

VA= ) (3.1)

Donde es la resistividad, V(voltios) la diferencia de potencial a travs del

material, A (L2; m2) es el rea de la seccin transversal, I (amperios) es la

corriente transmitida y L (L; m) la longitud del material

Fig. 2 Principios de la Resistividad Elctrica, muestra como se inyecta corrienteal subsuelo y los equipos necesarios para la medicin (Tomado de Mendoza A.,2002)

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Existen tres formas para que la corriente elctrica pueda transmitirse a travs

de las rocas;

a) por conduccin electroltica; esto ocurre por el movimiento relativamente

lento de los iones dentro de un electrolito y depender del tipo de iones,

la concentracin y la movilidad inica.

b) por conduccin electrnica; el proceso por el cual los metales, por

ejemplo, permiten a los electrones moverse rpidamente y conducir la

carga.

c) por Conduccin dielctrica; ocurre en materiales dbilmente conductores

(o aislantes) cuando se les aplica una corriente alterna causando que los

electrones del tomo cambien un poco respecto a su ncleo.

En algunas rocas la conduccin principalmente ocurre por medio de los fluidos

en los poros actuando como electrolitos con los granos minerales,

contribuyendo un poco a la conductividad total de la roca (excepto donde esos

granos son buenos conductores de electricidad).

La resistividad de las rocas y otros materiales geolgicos tienen una amplio

rango de valores. Las rocas gneas generalmente son ms resistivas que las

rocas sedimentarias, mientras que las rocas metamrficas tienen valores altos

de resistividad. La Tabla 1 presenta valores de resistividad para una seleccin

de materiales geolgicos.

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Tabla No.1 Valores de Resistividad para materiales Geolgicos seleccionados presentesen el rea de estudio (tomado de Telford et al., 1990 Reynolds, 1997).

Material

Andesita 4.5 x 104(hmeda) - 1.7 x 102(seca)

Granito 3 x 102- 10

6

Granito meteorizado 3 x 10 - 5 x 102

Dacita 2 x 104(humeda)

Diorita 104- 10

2

Basalto 10 - 1.3 x 107(seco)

Conglomerados 2 x 103- 10

4

Arcilla 1 - 102

Grava seca 1400

Grava saturada 100

Cuaternario/Arena reciente 50 - 100

Lavas 102- 5 x 10

4

Tobas 2 x 103(hmeda) - 10

5(seca)

Agua Superficial (rocas Igneas 0.1 - 3 x 103

Agua Natural (rocas igneas) 0.5 - 150

( )m

3.2.1 Principios de Medicin

El mtodo de resistividad utiliza una fuente artificial de corriente, la cual es

introducida en el terreno a travs de los electrodos. El procedimiento de campo

es medir el potencial en diferentes puntos alrededor del flujo de corriente. Si la

geometra de los electrodos de corriente y potencial tienen un arreglo conocido,

se puede calcular la resistividad, cuando tambin se conocen el valor de lacorriente y las medidas de potencial.

Para un levantamiento resistivo se han diseado y utilizado una serie de

arreglos de electrodos (Fig. 3), tambin llamados distribucin o geometra. Los

ms populares son Wenner, Schlumberger, dipolo-dipolo, polo-dipolo y polo-

polo.

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Cada arreglo tiene sus ventajas y desventajas los cuales lo hacen ms o

menos adecuado para una investigacin dada. Como los valores medidos de

resistividad estn ntimamente relacionadas con la geometra de los electrodos

utilizada y los cambios en homogeneidad del suelo, estos no son valores

promedios, pero s de resistividad aparente.

3.2.2 Levantamiento de Resistividades Multi electrodos.

Para un mejor entendimiento de las formaciones geolgicas usando el mtodo

de resistividades, se requiere una gran cantidad de datos. Esto se puede lograr

usando el sistema multi electrodos. Existen diferentes marcas de estos

sistemas disponibles en el mercado. Dahlin de la Universidad de Lund, Sueciaen 1996 desarroll el sistema ABEM Lund Imaging, el cual incrementa la

recoleccin de datos, reduce el tiempo de trabajo de campo y da resultados de

alta calidad. El sistema est basado en una combinacin de perfiles elctricos

laterales (tambin llamados Electrical Resistivity Traversing ERT) y sondeos

elctricos verticales continuos, (Continuous Vertical Electric Soundings

CVES). La recoleccin de datos se realiza usando un tcnica llamada roll along

(Fig. 3), donde los cables se mueven horizontalmente a lo largo de estaciones

sucesivas.

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Fig. 3 Principio de la tcnica Roll along donde se muestra el movimiento horizontal delos cables (tomado de Dahlin, 1996)

El mtodo permite levantamientos geoelctricos de alta resolucin en dos y tres

dimensiones (2D, 3D) (Loke, 1997). Este sistema incluye 25 o ms electrodos,

cuatro cables treintidos alambres en uno-, un selector de electrodos, un

terrmetro y una computadora Husky , como se muestra en la figura 4.

Fig. 4

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El principio de medicin con el mtodo de las resistividades se explica en la

resistencia que cada material tiene a transmitir la corriente elctrica. Distintas

rocas, suelos y sedimentos ofrecen distinto tipo de resistencia. Por lo tanto, al

aplicar una determinada corriente, o una diferencia de potencial al subsuelo, se

puede conocer la naturaleza de los materiales presente en el rea de estudio.

Utilizando el arreglo del gradiente, se realizan todas las combinaciones

posibles con un espaciamiento entre electrodos a equivalente a 2 metros. En

la primera medicin, se emplean los primeros 4 electrodos, siendo los

electrodos 1 y 4 los encargados de enviar la corriente, los electrodos 2 y 3

sirven para la lectura de potencial. En la siguiente medicin se utilizan los

electrodos 2, 3, 4 y 5 siendo los electrodos 2 y 5 los electrodos de corriente y

los electrodos 3 y 4 los de potencial, este proceso se contina hasta que se

emplean los ltimos electrodos para la ltima medicin con espaciamiento a.

En La siguiente secuencia de mediciones se utiliza un espaciamiento de 2a,

la primera medicin se realiza ahora con los electrodos 1, 3, 5 y 7, siendo esta

vez los electrodos 1 y 7 de corriente, y 3 y 5 los electrodos de potencial. En la

segunda medicin se utilizan los electrodos 2, 4, 6 y 8, este proceso se repite

para espaciamientos de 3a, 4a, 5a y 6a.

Para realizar el proceso de inversin se produce una curva de campo para

cada sondeo a lo largo del arreglo e interpretado por mtodos computarizados

para producir un modelo geoelctrico de capas de resistividades verdaderas y

espesores para cada curva. Cuando cada modelo se muestra adyacente a su

vecino, se produce un panel de modelos, en la cual se pueden delimitar los

horizontes de diferentes resistividades.

El mtodo comn para la representacin cualitativa de los datos es el trazado

de seudo secciones. Una seudo seccin se elabora ploteando los datos en un

diagrama, usando el eje X para la distancia a lo largo de la lnea de estudio y el

eje de profundidad para las separaciones entre electrodos (Dahlin, 1993).

La seudo seccin representa una imagen aproximada de la distribucin de

resistividades en el subsuelo, es til para presentar los valores medidos de

resistividades aparentes y como una gua inicial para la interpretacin

cuantitativa adicional.

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3.2.3 Exploracin de agua subterrnea

Los acuferos compuestos por diferentes tipos de materiales permeables,

semipermeables e impermeables pueden investigarse mediante el estudio de

sus propiedades fsicas. Las tcnicas geofsicas ayudan a definir la extensin

y el espesor de los depsitos y en algunos casos tambin se puede definir la

calidad y el tipo de agua que estos almacenan (Mendoza, 2002).

Las propiedades resistivas de una formacin esta en funcin de la geologa y

de la calidad del agua contenida en sus poros, entonces usando este contraste

se puede entender lo que se encuentra en el subsuelo; por lo tanto es

importante tomar en cuenta que las tcnicas de resistividad dependen de estos

contrastes de resistividad o conductividad elctrica (Mendoza, 2002).

Las interpretaciones geofsicas deben describirse cuidadosamente,

considerando que no siempre son nicas y que en algn momento pueden ser

ambiguas, por consiguiente se debe auxiliar de otras ciencias como la geologa

y la geoqumica entre otras. Los mtodos elctricos pueden utilizarse para

evaluar la vulnerabilidad del agua subterrnea con el objetivo de mapear reas

susceptibles donde el contaminante puede rpidamente infiltrarse y alcanzar el

acufero (Gogu & Dessargues, 2000).

3.3. Transporte y Destino de los Contaminantes en el Subsuelo

Los contaminantes en el agua subterrnea se mueven primariamente en la

direccin horizontal determinada por el gradiente hidrulico. La concentracin

de los contaminantes disminuye por los procesos de dispersin (molecular e

hidrodinmica), filtracin, sorcin, procesos qumicos, degradacin

microbiolgica, tiempo de salida del contaminante y la distancia de viaje

(Agencia de Proteccin Ambiental de Estados Unidos, US-EPA, 1985).

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La dispersin hidrodinmica afecta a todos los contaminantes por igual,

mientras que la sorcin, los procesos qumicos y la degradacin pueden afectar

a algunos contaminantes dependiendo de las diferentes velocidades. Los

factores complejos que controlan el movimiento del contaminante en el agua

subterrnea y el comportamiento resultante de la pluma, son difciles de

evaluar, debido a la interaccin de muchos factores que afectan la extensin y

velocidad del mismo.

3.3.1 Procesos Fsicos que Controlan el Transporte de Contaminantes en

la Fase Acuosa en el subsuelo

i) Teora de Adveccin-Dispersin: El estudio de los procesos de adveccin ydispersin es til para predecir el tiempo cuando una accin lmite sea

alcanzada, permitiendo seleccionar tcnicas precisas y tecnologas efectivas de

remediacin para acuferos contaminados.

ii) Adveccin: Es el transporte de partculas slidas disueltas viajando a la

velocidad promedio del agua subterrnea. El promedio de la velocidad lineal

depende de: (1) La conductividad hidrulica de la formacin hidrogeolgica en

la direccin del flujo, (2) La porosidad de la formacin y (3) El gradiente

hidrulico en la direccin del flujo. Para contaminantes de desechos que

reaccionan por precipitacin - disolucin, adsorcin, y/o particin dentro del

medio acufero, la velocidad puede ser diferente de la velocidad promedio del

agua subterrnea. Para el clculo de la adveccin se aplica la Ley de Darcy:

Vx= K/ne( dh/dl); donde (3.2)

K: es la conductividad hidrulica en m2/da; nees la porosidad efectiva; dh/dl es

el gradiente hidrulico. Entonces el flujo de masa debido a la adveccin es

igual a

Fx= VxneC (3.3)

Donde Vx: es la velocidad lineal promedio; nees la porosidad efectiva y C la

concentracin del contaminante.

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La ecuacin de transporte advectivo en una dimensin es:

dC/dt = -VxdC/dt (3.4)

iii) Dispersin: La dispersin de los contaminantes en un acufero causa ladisminucin en la concentracin con el incremento de la longitud del flujo (EPA,

1985). La dispersin es causada por: (1) difusin molecular (importante solo a

bajas velocidades) y (2) mezcla hidrodinmica (que ocurre a altas velocidades

en un flujo laminar a travs de un medio poroso). Los contaminantes que viajan

a travs de un medio poroso tienen diferentes velocidades y caminos de flujo

de diferentes longitudes. Los que se mueven a lo largo de flujos de corto

trayecto o a altas velocidades, por lo tanto, llegan a un punto especfico mspronto que los contaminantes que siguen un camino ms largo o que viajan a

bajas velocidades, resultando en una dispersin hidrodinmica.

La figura 5 muestra que la dispersin puede ocurrir en ambas direcciones:

longitudinal (en la direccin del flujo) y transversal (perpendicular a la direccin

del flujo), resultando la formacin de una pluma cnica corriente abajo a partir

de una fuente continua de contaminacin (EPA, 1985). La concentracin de los

contaminantes es menor en las mrgenes de la pluma e incrementa en

direccin de la fuente. Una pluma incrementar su tamao con un flujo ms

rpido en un perodo de tiempo, porque la dispersin est directamente

relacionada con la velocidad del agua subterrnea. As, el coeficiente de

dispersin vara con la velocidad. A bajas velocidades es relativamente

constante, pero incrementa linealmente con la velocidad del agua subterrnea.

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Fig. 5. Efectos de la velocidad del agua subterrnea en la forma de la pluma. Lavelocidad de la pluma superior es aproximadamente 2 veces mayor que la de la plumainferior.

Con frecuencia se confunde el trmino dispersitividad con dispersin. La

primera no incluye la velocidad, por tanto para convertir esta en dispersin se

requiere multiplicarla por la velocidad. La dispersin depende de los

parmetros de velocidad en un sitio especfico y la configuracin de los

espacios porosos en el acufero, el coeficiente de dispersin puede

determinarse experimental o empricamente para un acufero especfico. La

seleccin de un coeficiente de dispersin apropiado que refleje adecuadamente

las condiciones del acufero es crtica para elegir el modelo de transporte

qumico (EPA, 1985).

En medios porosos, la difusin no ocurre tan rpido como lo hace en el agua

debido a que los iones deben seguir los caminos ms largos conforme fluyen

alrededor de los diferentes granos minerales. Adems la difusin se desarrolla

solamente a travs de los espacios vacos conectados entre s (porosidad

efectiva), de otra manera, es inhibida. Para tomar en cuenta esta situacin,debe usarse un coeficiente de difusin efectivaD*.

El valor de D*puede ser determinado a partir de la siguiente relacin:

D* = wD (3.5)

Donde:

w

es un coeficiente emprico determinado en experimentos de laboratorio. Para

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especies qumicas que no son adsorbidas en las superficies de los minerales,

se ha determinado que w vara desde 0,5 hasta 0,01.

La difusin debe ser tomada en cuenta en formaciones cuya conductividad

hidrulica es menor que 10-9

m/s, esto debido a que la tortuosidad y porosidad

afectan el movimiento del agua subterrnea dentro del medio poroso. Esto

significa que en medios porosos con conductividades hidrulicas superiores, el

agua tiene mayor capacidad de movimiento en los espacios abiertos

conectados, por lo que la dispersin es el proceso de transporte predominante.

La difusin es el mecanismo de transporte ms importante en rocas formadas

por granulometras tamao arcilla y en la matriz de rocas fracturadas.

iv) Ecuacin de adveccin-Dispersin

La ecuacin de Adveccin-Dispersin se usa para expresar el balance de masa

de un contaminante en un acufero, como un resultado de la dispersin, la

adveccin y cambios en el almacenamiento. El balance de masas es una

funcin del coeficiente de dispersin, la velocidad del agua subterrnea, la

concentracin del contaminante, la distancia y el tiempo (Palmer & Johnson,

1989 a). Puede aplicarse la ecuacin de adveccin-dispersin para describir el

transporte tridimensional de un contaminante en un acufero, usando tres

coeficientes de dispersin, uno longitudinal y dos transversales.

Matemticamente la ecuacin se presenta como sigue:

NAPLbio

bdRR

t

C

n

K

x

CD

x

C

t

C+

+

=

2

2

(3.6)

Se han encontrado discrepancias entre los resultados de la ecuacin y los

experimentos de campo y laboratorio. Estas discrepancias se han atribuido a:

(1) zonas de inmovilidad del agua dentro del acufero, (2) procesos en la

interfase slido-solucin, (3) exclusin de aniones y (4) difusin dentro y fuera

de los agregados (Palmer & Jonhson, 1989 a).

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En observaciones de campo utilizando trazadores, los valores de

dispersitividad longitudinal son mucho ms grandes que los de dispersitividad

transversal (Palmer & Jonhson, 1989 a). La figura 6 muestra un monitoreo de

campo tridimensional con esas observaciones identificando la longitud y el

espesor de la pluma contaminante, (Kimmel & Braids, 1980; MacFarlane et al.,

1983). Se infiere que el gran coeficiente de dispersin longitudinal resulta de la

heterogeneidad del acufero.

En un acufero, con capas de sedimentos de diferentes conductividades

hidrulicas, los contaminantes se mueven rpidamente a lo largo de las capas

con mayor permeabilidad y ms lentamente a lo largo de capas de baja

permeabilidad (figura 7) (Palmer & Jonhson, 1989 a). Si se toman muestras de

agua de pozos de monitoreo con rejillas en cada una de las capas, la

concentracin en la muestra es una integracin de las concentraciones en cada

capa.

Fig. 6 Pluma Hipottica para (A) Dispersividad Grande y (B) Dispersividad Pequea

Los resultados de plotear las concentraciones versus la distancia muestra una

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curva con grandes diferencias en concentraciones, aunque solamente sea

considerada la adveccin. Esta dispersin es el resultado de la heterogeneidad

del acufero y no de los procesos a escala de los poros. Sin embargo, definir

las conductividades hidrulicas en el subsuelo es difcil, dado que no todas las

formaciones geolgicas estn perfectamente estratificadas, pero pueden

contener estratificacin transversal o capas gradeadas. Para cuantificar la

heterogeneidad en un acufero, se considera que la conductividad hidrulica es

aleatoria y se determinan las caractersticas estadsticas como la media,

varianza y la funcin de correlacin. Adems de la heterogeneidad del

acufero, otros procesos que contribuyen a la distribucin de los contaminantes

incluyen: (1) divergencia en las lneas de flujo, resultando en la propagacin del

contaminante por adveccin sobre una gran seccin transversal del acufero,

(2) variaciones temporales en el nivel fretico resultando en cambios en la

direccin del flujo y una distribucin lateral del contaminante, y (3) variaciones

en la concentracin del contaminante desde la fuente resultando en una

dispersin aparente en la direccin longitudinal (Frind & Hokkanen, 1987;

Palmer & Jonhson 1989 a).

Fig. 7 Distribucin y concentracin del contaminante en un acufero ideal estratificado(despus de Gillham y Cherry, 1982; por Palmer & Jonhson, 1989 a )

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3.3.2 Transporte Difusivo en Materiales de Baja Permeabil idad

En materiales con bajas conductividades hidrulicas (arcillas compactas y

rocas con conductividades menores de 10 a 9 m/s), el transporte difusivo de los

contaminantes es mayor que el transporte advectivo (Neuzil, 1986; Palmer &

Johnson, 1989). Los contaminantes pueden difundirse en acuitardos naturales

o capas de arcillas con bajas conductividades hidrulicas, resultando as en la

contaminacin del acufero. La extensin del movimiento depender del flujo

difusivo, la velocidad del flujo subterrneo en el acufero y la distancia desde la

fuente.

3.3.3 Efectos de la Densidad en el Transporte de Contaminantes

La densidad de una pluma contaminante puede contribuir en la direccin del

transporte del soluto si es suficientemente grande la disolucin de las

concentraciones (Palmer & Johnson, 1989 a); por ejemplo, asumiendo que la

densidad del agua en el acufero es 1, el gradiente horizontal natural es 0.005 y

el gradiente vertical natural es 0. Si la densidad de la pluma es igual a la

densidad del agua subterrnea, esta se mover horizontalmente con el

gradiente hidrulico natural. Si la densidad del agua contaminada es 1.005 (con

una concentracin aproximada de 7,000 mg/l de slidos totales disueltos),

entonces la fuerza de conduccin en la direccin vertical es la misma que la

fuerza de conduccin en la direccin horizontal. Si el acufero es isotrpico,

entonces el vector resultante de esas dos fuerzas ser 45 grados en el

acufero. La pluma contaminante se mueve hacia abajo dentro del acufero y

puede no ser detectada con un sistema de monitoreo somero instalado bajo la

presuncin de un flujo horizontal.

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3.3.4 Retardacin de los Contaminantes

Si los contaminantes sufren algunas reacciones qumicas mientras se da el

transporte hacia el acufero, la velocidad del movimiento puede ser menor que

la velocidad promedio del flujo (Palmer & Johnson 1989). Tales reacciones

qumicas a movimientos lentos del contaminante en el acufero incluyen la

precipitacin, adsorcin, intercambio inico y particin dentro de la materia

orgnica o dentro de los solventes orgnicos. Las reacciones qumicas afectan

el avance del contaminante como se muestra en la figura 8; si el factor de

retardacin R = 1 (calculado de la ecuacin para el transporte de

contaminantes que incluye la retardacin), el soluto es no-reactivo y se mueve

con el agua subterrnea. Si R >> 1, la velocidad promedio del soluto es menor

que la velocidad del agua subterrnea y se reduce la dispersin del soluto.

Fig. 8 Tiempo requerido para el movimiento del contaminante con di ferentes Factores deRetardacin

Los contaminantes con factor de retardacin pequeo son transportados a

grandes distancias en un tiempo dado, por tanto es ms exacto estimar la

masa total de contaminante que aquellos con un factor de retardacin mayor.

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3.3.5 Transporte a travs de Medios Fracturados

Dado que las rocas fracturadas tienen porosidad primaria y secundaria, los

modelos utilizados para describir el transporte de solutos en medios porosos,

tales como depsitos aluviales recientes, no son apropiados en medios

fracturados (Palmer & Johnson 1989 a). La porosidad primaria es el espacio

entre los poros de las rocas, y la porosidad secundaria es el espacio poroso

formado como resultado de las fracturas de las rocas.

Los mecanismos de transporte en medios no fracturados son la adveccin y la

dispersin, igual que en un medio poroso (Fig. 9). Sin embargo en medios

fracturados, los contaminantes son transportados solamente por adveccin a lolargo de las fracturas. La Dispersin en medios fracturados est dada por: (1)

mezcla en la interseccin de las fracturas, (2) variaciones en los espacios

abiertos a todo lo ancho de la fractura, (3) difusin molecular en las micro

fracturas penetrando las intra fracturas de los bloques y (4) difusin molecular

en las intra fracturas en bloques de matriz porosa.

Fig. 9 Transporte en Rocas Fracturadas Porosas (tomado de Palmer & Johnson, 1989 a)

Para describir el transporte de un contaminante a travs de un medio

fracturado existen cuatro modelos generales: modelo continuo, modelo de

fracturas discretas, modelo hbrido y modelo de canal (Palmer & Johnson, 1989a).

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En un modelo continuo, se ignoran las fracturas individuales y se considera que

todo el medio acta como un medio poroso. Los modelos continuos de

porosidad primaria se aplican donde la porosidad del medio es solamente la

porosidad de la fractura. Los modelos de porosidad superimpuesta son

aplicables al medio en el cual existen la porosidad primaria y secundaria.

Los modelos de fracturas discretas describen el transporte en fracturas

individuales. Dada la dificultad de obtener informacin de cada fractura en el

medio, se requieren modelos estocsticos que utilizan informacin estadstica

de la distribucin de las fracturas, como la orientacin y el ancho para describir

el flujo y transporte.

3.3.6 Transporte de Partculas a travs de Medios Porosos

Adems del transporte de solutos en medios porosos, es importante en las

investigaciones de mecanismos de transporte de contaminantes, conocer el

transporte de partculas (bacterias, virus, precipitados inorgnicos, materia

orgnica, fibras de asbestos o arcilla). Las partculas pueden ser removidas de

la solucin por filtracin superficial, percolacin y procesos fsico-qumicos.

La efectividad de cada proceso depende del tamao de las partculas

especficas presentes (Palmer & Johnson, 1989 a). Si las partculas son ms

grandes que los poros de dimetro mayor, no pueden penetrar en el medio

poroso y son filtradas hacia la superficie del medio. Si las partculas son mas

pequeas que los poros mas grandes, pero mas grandes que los poros mas

pequeos, son transportadas a travs de los canales porosos mas grandes,

pero eventualmente encuentran un canal poroso de dimetro mas pequeo yson removidas por percolacin. Si las partculas son ms pequeas que la

abertura ms pequea entre poros, pueden ser transportadas largas distancias

a travs del medio poroso.

La velocidad a la cual las partculas se mueven en el medio poroso, depende

de varios procesos fsicos-qumicos (Palmer & Johnson, 1989 a).

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Las partculas pueden sufrir una colisin aleatoria con los granos de arena, y

un porcentaje de ellas en esa colisin, se adhieren a la matriz slida por

intercepcin. Las condiciones qumicas pueden afectar el transporte de las

partculas, por ejemplo, procesos como la formacin de agregados debido a los

cambios de pH, pueden cambiar las propiedades superficiales de las partculas.

Esos agregados pueden ser percolados o filtrados hacia el agua. El movimiento

de microorganismos a travs de los materiales geolgicos es limitado por

varios procesos. Algunas bacterias son lo suficientemente grandes que se

percolarn. Sin embargo los virus ms pequeos que las bacterias, pueden

pasar a travs de los poros y pueden adsorberse al material geolgico dado

que su superficie est cargada. Los microorganismos, como constituyentes

qumicos, pueden ser transportados por difusin; o si son

estimulados, se

mueven como respuesta a los cambios en las condiciones ambientales y las

concentraciones qumicas.

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3.4 Procesos Fsicos que Controlan el Transporte de los Contaminantesde Fase Lquida No Acuosa (Non-Aqueous Phase Liquids, NAPLs).

Los compuestos lquidos no solubles en agua llamados NAPL (por sus siglas

en ingls), son aquellos que no se disuelven en el agua y pueden existir como

una fase fluida separada (Palmer & Johnson, 1989b en Transport and fate of

contaminant in subsurface, EPA, 1998). Los NAPL se dividen en dos clases:

los menos densos que el agua (LNAPL) y los ms densos que el agua

(DNAPL).

Los LNAPLs incluyen los combustibles hidrocarburos, tales como la gasolina,

aceite de calefaccin, kerosene y gasolina de aviacin. Los DNAPL incluyen los

hidrocarburos clorinados como los 1,1,1 tricloretanos, tetracloruro de carbono,

clorofenoles, clorobencenos, tetracloroetileno y bifenilos policlorinados (PCBs).

Es importante subrayar, que los NAPL se mueven en el medio geolgico

desplazando el agua y el aire (Palmer & Johnson, 1989b). El agua es la fase

acuosa relativa al aire y a los NAPL, con tendencia a alinearse en el borde de

los poros cubriendo las partculas, desplazndose en el centro de los espacios

porosos. Tanto el agua como los NAPL no ocupan completamente el espacio

poroso, de tal manera que la permeabilidad del medio con respecto a esos

fluidos es diferente que cuando estos espacios porosos son ocupados por una

fase nica. La permeabilidad depende de la naturaleza del medio y puede ser

descrita en trminos de permeabilidad relativa, por ejemplo la permeabilidad de

una cierta fraccin de espacio poroso ocupado por los NAPL comparada con la

permeabilidad de un medio saturado con NAPL.

La figura 10 muestra la permeabilidad de un NAPL en un medio hipottico

durante un flujo multifase. A 100% de saturacin de agua, las permeabilidades

del agua y NAPL son 1.0 y 0.0 respectivamente. Cuando la fraccin del espacio

poroso ocupado por NAPL incrementa, ocurre una disminucin en la fraccin

de agua dentro de los espacios porosos. Como la fraccin del agua decrece, la

permeabilidad relativa con respecto a la fase acuosa decrece hasta cero.

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Fig. 10 Permeabilidad Relativa como una funcin de la Saturacin (Tomado de Palmer &Jonhson 1989b)

3.4.1 Transporte de los LNAPL

Cuando una pequea cantidad de LNAPL entra en la zona no saturada (zona

vadosa o de aireacin), el LNAPL fluye por la porcin central de los poros no

saturados hasta alcanzar la saturacin residual (Fig. 11a,). En la zona vadosa

se formar as un sistema de tres fases que consiste de agua, LNAPL y aire. El

agua al infiltrase, va disolviendo los componentes del LNAPL (p.ej., benceno,

xileno y tolueno) transportndolos al nivel fretico. Estos contaminantes

disueltos forman una pluma de contaminacin que se dispersa a partir del rea

de los productos residuales. Muchos componentes encontrados en los LNAPLs

son voltiles y pueden distribuirse en la fase suelo-aire y ser transportados a

otras partes del acufero por difusin molecular. Una vez que los vapores

difusos pasan a los suelos en reas adyacentes, pueden distribuirse

nuevamente en la fase acuosa ampliando la contaminacin a otras reas.

Si la superficie del suelo es relativamente impermeable los vapores no se

difundirn a otros medios y las concentraciones del contaminante en el suelo,

tendern al equilibrio. Por el contrario, si la superficie es permeable, los

vapores difusos escaparn a la atmsfera (Palmer y Johnson, 1989b).

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Si se derraman grandes volmenes de LNAPL (Fig. 11b), estos van a fluir por

los espacios porosos hasta la franja capilar del nivel fretico. Los componentes

disueltos llegan antes que los menos solubles y pueden cambiar las

propiedades del agua, causando una reduccin en el contenido de agua

residual y una disminucin en el peso de la franja capilar (Palmer y Johnson,

1989b).

Debido a que los LNAPLs son ms ligeros que el agua, pueden flotar en la

parte superior de la franja capilar. Como la carga formada por la infiltracin de

LNAPL incrementa, el nivel fretico se deprime acumulndose en la depresin.

Si se remueve la fuente del derrame o este se detiene, los LNAPLs dentro de la

zona vadosa continuarn fluyendo bajo la fuerza de la gravedad hasta alcanzar

la saturacin residual. Dado que estos compuestos siguen entrando en la

depresin del nivel fretico, se extienden lateralmente en la parte superior de la

franja capilar (Fig. 11c). Si cesa el drenaje en la parte superior de la zona

vadosa, se reduce la carga total en la interfase entre LNAPL y el agua

subterrnea, provocando una leve recuperacin en el nivel fretico. La

recuperacin de agua desplaza solamente una porcin de LNAPL debido a que

estos permanecen en la saturacin residual. El agua subterrnea que fluye porel rea de saturacin residual disuelve los constituyentes del LNAPL residual,

formando una pluma contaminante. El agua infiltrada de la superficie tambin

puede disolver el LNAPL residual y agregarse a la carga contaminante del

acufero (Palmer y Johnson, 1989b).

El descenso en el nivel fretico por variaciones estacionales o por bombeo,

permite que la depresin provocada por los LNAPLs descienda. Si el nivel

fretico incrementa nuevamente, parte del LNAPL puede ser suspendido, pero

una porcin permanece en la saturacin residual bajo la nueva tabla de agua

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Fig. 11 Movimientos de LNAPL en el subsuelo: (A) Distri bucin de LNAPL despus deun pequeo volumen que ha sido derramado; (B) Depresin de la franja capilar y delnivel fretico; (C) Recuperacin del nivel fretico producto del drenaje de los LNAPL(Palmer & Johnson, 1989b)

3.5 Procesos Qumicos que Controlan el Transporte de losContaminantes

El transporte de los contaminantes en el subsuelo est controlado por

interacciones complejas entre procesos fsicos, qumicos y biolgicos. Las

reacciones qumicas pueden transformar un compuesto en otro, cambiar su

estado u originar otro, de la combinacin con un compuesto orgnico o con

una sustancia inorgnica (Johnson y otros, 1989).

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3.5.1 Sorcin:

La sorcin es probablemente el proceso qumico ms importante que afecta el

transporte de los contaminantes orgnicos en el ambiente subterrneo. La

sorcin de un contaminante orgnico no polar es considerado un proceso de

equilibrio-particin entre la fase acuosa y el medio poroso (Chiou y otros,

1979). Cuando la concentracin del soluto es baja (o menor que la mitad de la

solubilidad), la particin se describe usando la isoterma lineal de Freundlich,

donde la concentracin sorbida es una funcin de la concentracin acuosa y el

coeficiente de particin (Kp) (Karickhoff, 1984). Kp se mide en el laboratorio

con un grupo de pruebas de equilibrio y los datos se grafican de la

concentracin en la fase acuosa versus la cantidad sorbida en la fase slida

(Fig. 12) (Chiou y otros, 1979).

Fig. 12 . Datos de Equilibrio para 1,1,1-TC; 1,1,2,2-TeC y 1,2-DC (adaptado de Chiou yotros, 1979; por Johnson y otros, 1989)

Bajo condiciones de equilibrio-particin lineal, el proceso de sorcion estrepresentado en la ecuacin de adveccin-dispersin como un factor de

retardacin R

( )( focKocebR )+= 1 (3.7)

donde R es el factor de retardacin; b es la densidad del material; e es laporosidad efectiva; Koc es el coeficiente de particin carbono orgnico agua;foc es la fraccin del contenido de carbono orgnico.

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El factor de retardacin depende del coeficiente de particin, la densidad de los

materiales del acufero y la porosidad. El mecanismo primario de la sorcin

mecnica es la formacin de un enlace hidrofbico entre un contaminante y la

materia orgnica natural asociada al acufero. Por lo tanto, la sorcin de una

sustancia especfica se puede estimar del contenido de carbono orgnico en

los materiales del acufero (foc) y una constante de proporcionalidad

caracterstica de la sustancia qumica (Koc), si el contenido orgnico es

suficientemente alto (por ejemplo, foc> 0.001) (Karickhoff, 1984). Los valores

de Kocde muchos compuestos no se conocen, por tanto se han desarrollado

ecuaciones de correlacin que permiten conocer las propiedades qumicas

tales como la solubilidad o el coeficiente de particin octanol-agua (Kenaga &

Goring, 1980; Karickhoff, 1981, Schwarzenbach & Westall, 1981; Chiou y otros,

1982, 1983). Dentro de una clase de compuestos los valores de Kocderivados

de una expresin de correlacin pueden dar un estimado de la sorcin. Sin

embargo, si la correlacin se desarrolla cubriendo un amplio rango de

compuestos, el error asociado con el uso de Kocpuede ser demasiado grande.

3.5.2 Hidrlisis: es un proceso de degradacin abitica importante en el agua

subterrnea para cierto tipo de compuestos; es la reaccin directa de los

compuestos disueltos con las molculas de agua. La hidrlisis de compuestos

clorinados que son resistentes a la biodegradacin (Siegrist & McCarty, 1987),

forman un alcohol o un alqueno.

Los datos para la hidrlisis se acometen como reacciones de primer orden,

obtenindose una constante de velocidad K. Esta constante multiplicada por la

concentracin del contaminante se agrega a la ecuacin de adveccin-

dispersin para contabilizar la hidrlisis del mismo (Palmer & Jonson, 1989).

3.5.3 Volatilizacin y Disolucin: Dos importantes trayectorias para el

movimiento de los compuestos orgnicos voltiles en el subsuelo son la

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volatilizacin en la zona no saturada y la disolucin en el agua subterrnea. Los

compuestos en la fase acuosa y de vapor son ms sensibles a la degradacin.

El grado de volatilizacin de un contaminante se determina por (1) el rea de

contacto entre el rea contaminada y la zona no saturada, la cual es afectada

por la naturaleza del medio (tamao del grano, profundidad del agua, contenido

de agua) y el contaminante (tensin superficial y densidad); (2) la presin de

vapor de los contaminantes y (3) la velocidad a la cual el compuesto se difunde

en el subsuelo.

La saturacin residual restante cuando un lquido inmiscible se mueve hacia

abajo a travs del medio poroso no saturado, permite un rea superficial

relativamente grande por volatilizacin (Johnson y otros, 1989). El movimiento

de vapor fuera de la saturacin residual es controlado por la difusin molecular,

la que a su vez es afectada por la tortuosidad del medio a travs del cual el

vapor se mueve. La tortuosidad tambin es afectada por la porosidad del medio

lleno de aire, de manera que la difusin se reduce en el medio poroso con un

alto contenido de agua.

La difusin se reduce por la particin de los vapores fuera de la fase gaseosa y

dentro de las fases slida o acuosa (Johnson y otros, 1989). El factor de

retardacin desarrollado para la particin entre las fases slida y acuosa puede

modificarse con un termino que describa la particin entre las fases de vapor y

acuosa.

Cuando un lquido inmiscible alcanza la franja capilar, su movimiento futuro

estar determinado por la densidad de ese lquido relativo al agua, por tanto la

charca de LNAPL permanecer en la superficie del nivel fretico. Esta charca

flotante puede dar un rea superficial sustancial para la volatilizacin y la

transferencia de masa de los contaminantes orgnicos dentro de la fase de

vapor que estar controlada por la difusin.

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3.6 Procesos Biolgicos que Controlan el Transporte de Contaminantes

Histricamente se pensaba que el agua subterrnea era una fuente de agua

segura, dado que haba proteccin por microorganismos filtrantes

metablicamente diversos en el suelo de la zona radicular, que convierte los

contaminantes orgnicos en productos finales inocuos (Suflita, 1989). Los

acuferos se consideraban como ambientes abiticos, basados en estudios que

mostraron que el nmero microbiano decrece con la profundidad del suelo y

eso ha indicado que la mayora de microorganismos se adhieren a las

partculas de suelo (Balkwill y otros, 1977); asimismo, estimando el tiempo

requerido para que el agua de la superficie penetre verticalmente las

formaciones subterrneas, los investigadores pensaban que losmicroorganismos que viajaban con el agua utilizaran los nutrientes disponibles

y morir rpidamente. Por lo tanto, desde que los acuferos fueron considerados

estriles, no pueden ser remediados si estn contaminados con contaminantes

orgnicos. No obstante investigaciones microscpicas, de cultivo, metablicas

y bioqumicas usando materiales infectados obtenidos del acufero, han

mostrado que existen un alto nmero de organismos procariotas y eucariotas

metablicamente diversos, presentes en el ambiente subterrneo (Suflita, 1989

a).

3.6.1. Evidencia de Microorganismos en el Subsuelo

En muchas investigaciones microbiolgicas se han detectado un alto nmero

de microorganismos (ms de 50 x 106 clulas totales/mL) en acuferos

contaminados y no contaminados, a varias profundidades y de composicin

geolgica diferente (Suflita, 1989). Las formaciones geolgicas estratificadaspueden ser un hbitat adecuado para los microorganismos (Kuznetsov y otros,

1963; Updegraff, 1982). Estos microorganismos que se han detectado en el

subsuelo son pequeos, capaces de responder a la adicin de nutrientes y

estn inicialmente adheridos a la superficie slida. Los organismos eucariotas

tambin estn presentes en el subsuelo pero en menor nmero y

probablemente son de menor significancia ya que existen como una estructura

inerte agregada (Suflita, 1989 a). La actividad

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microbiana tambin ha sido estudiada y se identificaron varios procesos

metablicos en el ambiente subterrneo: 1) biodegradacin de contaminantes

orgnicos incluyendo hidrocarburos, alquilpiridinas, creosota, productos de

gasificacin de carbn, efluentes de aguas residuales, compuestos orgnicos

halogenados, nitriloacetato (NTA) y plaguicidas; 2) nitrificacin; 3)

desnitrificacin; 4) oxidacin y reduccin de sulfuros; 5) oxidacin y reduccin

de hierro; 6) oxidacin de manganeso y 7) metanognesis (Suflita 1989 a).

Estos procesos metablicos incluyen transformaciones aerbicas y

anaerbicas de carbn, muchas de las cuales son importantes en la

biodegradacin en acuferos contaminados.

Si entra materia orgnica descompuesta a un acufero oxigenado (Fig.13) el

metabolismo microbiano probablemente degradar el sustrato contaminado;

por ejemplo, los microorganismos endmicos utilizan el contaminante como un

electrn donador para la respiracin microbiana heterotrfica (Suflita, 1989 a).

Los microorganismos dentro del acufero utilizan el oxgeno como un co-

sustrato y como un electrn aceptor para sostener su respiracin. Esta

demanda hace que el oxgeno disminuya y crear condiciones anaerbicas.

Cuando el oxigeno es limitado, la respiracin aerbica es baja y otrosmicroorganismos se activan y continan la degradacin de los contaminantes

orgnicos. Bajo condiciones de anoxia, las bacterias anaerbicas usan los

qumicos orgnicos de ciertos aniones inorgnicos como electrones aceptores

alternativos.

El nitrato en el agua subterrnea no disminuye hasta que el oxigeno es

utilizado completamente, sin embargo la materia orgnica es metabolizada,

pero en lugar del oxgeno, el nitrato pasa a ser el electrn aceptor terminal

durante la desnitrificacin. Asimismo, si el nitrato es limitante, el sulfato pasa a

ser el electrn aceptor terminal, cuando esto ocurre, el sulfuro de hidrgeno

puede ser detectado en el agua subterrnea como un producto metablico

final. Cuando existen condiciones reductoras muy altas en el acufero, el

dixido de carbono es el electrn aceptor y se forma metano. Algunas veces en

un acufero puede ocurrir una separacin espacial de los procesos metablicos

dominantes, dependiendo de la disponibilidad de los electrones aceptores, la

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presencia de microorganismos adecuados y la energa beneficiosa para los

procesos metablicos de comunidades microbianas especficas. Como la

materia orgnica es transportada en una pluma contaminante, pueden

establecerse una serie de zonas redox que van de condiciones altamente

oxidadas a condiciones altamente reducidas.

Fig. 13 Cambios Microbianos en las Especies Qumicas, Condic iones Redox y RegionesEspaciales Favoreciendo los Diferentes Tipos de Procesos Metablicos a lo largo delFlujo de una Pluma Contaminante (adaptado de Bouwer & McCarty, por Sufli ta, 1989 a).

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3.6.2. Factores ambientales que afectan la Biodegradacin

Los microorganismos necesitan un ambiente fsico y qumico adecuado para

crecer y metabolizar activamente los contaminantes orgnicos (Suflita, 1989a).

Temperaturas extremas, pH, salinidad, presin osmtica o hidrosttica,

radiacin, limitaciones de agua, concentracin del contaminante y/o la

presencia de metales txicos y otros materiales txicos pueden limitar la tasa

de crecimiento microbiano y la utilizacin del sustrato. A menudo dos o ms

factores ambientales interactan para limitar los procesos de descomposicin

microbiana. Algunos factores ambientales crticos se presentan en la tabla 2.

Tabla 2. Factores Ambientales Crticos que Limitan los Procesos de DescomposicinMicrobiana

Factor Ambiental

Agua disponible en el suelo 25-85% de capacidad de almacenamiento de agua

0.01 MPs

Oxigeno Metabolismo Aerbico: concentraciones > 0.2 mg/l

de oxgeno disuelto, espacios porosos llenos de airede 10% por volumen.

Metabolismo Anaerbico: concentraciones de oxgeno

menos de 1% por volumen

Potencial Redox Aerbicos y Facultativos

Aerbicos: Ms de 50 mV

Anaerbicos: Menos de 50 mV

pH Valores de pH de 5.5 - 8.5

Nutrientes Suficiente Nitrgeno, fsforo y otros nutrientes que no

limite el crecimiento microbial (radio de 120:10:1)

Temperatura 15 - 45oC (Mesofilos)

Niveles Optimos

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3.6.3 Factores Fisiolgicos que afectan la Biodegradacin

Los factores fisiolgicos microbianos tambin influencian la biodegradacin de

los contaminantes orgnicos (Suflita, 1989 a). El suministro de carbn y la

energa contenida en estos contaminantes deben ser suficientes para el

crecimiento microbiano heterotrfico. Las concentraciones elevadas de

substrato pueden limitar el metabolismo microbiano dada la toxicidad de ste

para los microorganismos. Si las concentraciones son muy bajas, la respuesta

microbiana puede ser inhibida, o el substrato no es adecuado para el

crecimiento. El crecimiento y el metabolismo de los microorganismos pueden

ser estimulados por una provisin de un substrato de carbn primario no txico

para que la velocidad y extensin de la degradacin del contaminante pueda

incrementarse (McCarty & otros, 1981; 1984; 1985).

Un contaminante ser pobremente metabolizado si es incapaz de entrar en las

clulas microbianas y lograr acceso a las enzimas metablicas intracelulares, lo

que puede ocurrir con compuestos con un peso molecular grande (Suflita, 1989

a). Las reacciones bioqumicas iniciales pueden dar como resultado

metabolitos que tienden a inhibir la degradacin de la molcula madre.

3.6.4 Factores Qumicos del Contaminante que Afectan la

Biodegradacin:

Uno de los ms importantes factores que afectan la biodegradacin de un

contaminante en los acuferos es la estructura del mismo, lo que determina su

estado fsico (solubilidad, sorcin, etc) y su tendencia a ser degradado (Suflita,

1989 a). Los contaminantes pueden contener enlaces qumicos que tienden afavorecer o impedir la degradacin microbiana.

Para algunas molculas con caractersticas inusuales en su estructura y que no

se encuentran con frecuencia en el ambiente, la biodegradacin es menos

probable; por lo tanto, los compuestos xenobiticos persisten en el ambiente

natural, dado que los microorganismos no desarrollan vas metablicas

necesarias para degradar dichos compuestos. No obstante los

microorganismos son nutricionalmente verstiles, tienen el potencial para

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crecer rpidamente y poseer solamente una copia simple de ADN, as que

cualquier mutacin gentica o recombinacin se expresa inmediatamente.

Otras especies de microorganismos pueden formarse y crecer si la alteracin

es de adaptacin significativa.

3.7 Contaminacin del Suelo y Agua Subterrnea por BTEX

Los BTEX son uno de los grupos principales de los compuestos orgnicos

solubles que se encuentran en el suelo y en el agua subterrnea. La fuente

ms comn para la contaminacin por BTEX son los derrames de productos de

petrleo tales como la gasolina, diesel, lubricantes y aceites producto de

filtraciones de los tanques de almacenamiento. Debido a sus caractersticas de

polaridad y solubilidad, los BTEX son capaces de entrar en el suelo y en el

agua subterrnea y causar serios problemas de contaminacin (Christensen &

Elton, 1996).

El grupo de contaminantes BTEX consiste de Benceno, Tolueno, Etilbenceno y

tres ismeros de Xileno (m, p y o-Xileno). Estas sustancias orgnicas

representan un porcentaje significante de los productos derivados de petrleo.

La razn por la que son considerados un serio problema es porque todos ellos

tienen efectos txicos agudos y crnicos, adems se conoce que el Benceno

es cancergeno (Christensen & Elton, 1996).

El propsito de este apartado es brindar un entendimiento de los

contaminantes BTEX. Adems dar respuesta a las siguientes preguntas: Cmo

sus caractersticas determinan su habilidad para moverse a travs de los

sistemas de aguas subterrneas, por qu son un riesgo para la salud, y cmo

pueden removerse del agua subterrnea.

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3.7.1 Hidrocarburos que componen la Gasolina

La gasolina es uno de los contribuyentes ms frecuentes de contaminacin por

BTEX; est compuesta de varios hidrocarburos, cuyos principales

componentes son: alcanos, monocicloalcanos, dicicloalcanos, alquilbencenos,

indanos, naftalenos y algunos alcoholes aditivos oxigenados. Los BTEX estn

compuestos por alquilbencenos y representan alrededor del 18% en peso en la

mezcla de la gasolina estndar (Fargo, 1993) (ver diagrama).

Porcentaje de BTEX en la gasolina

(% en peso)

Otros

Hidrocarburos

82%

BTEX

18%

Fuente: tomado de Christensen & Elton, 1996 en Soil and Groundwater Pollution from

BTEX

Es importante mencionar que la composicin de la gasolina puede variar

mucho dependiendo del refinador, del proceso de refinamiento y el tiempo de

produccin. De los diferentes compuestos que estructuran la gasolina los

BTEX es el grupo ms grande que se ha relacionado a efectos adversos en la

salud. El naftaleno que tambin afecta la salud, solamente representa el 1% de

la gasolina (Fargo, 1993). Los BTEX pueden fraccionarse como se muestra en

el diagrama

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Componentes BTEX de la Gasolina(% en peso)

p-Xileno9% Etilbenceno

11%

Benceno

11%

Tolueno

26%

m-Xileno

31%

o-Xileno12%

Fuente: tomado de Christensen & Elton, 1996 en Soil and Groundwater Pollutionfrom BTEX

3.7.2 Transporte y Destino de los Contaminantes BTEX

La presencia de BTEX en el suelo y en aguas subterrneas y la capacidad de

remediacin son afectadas por la volatilizacin, disolucin, sorcin y la

biodegradacin por microorganismos; por tanto la liberacin de estos al medio

ambiente estar influenciada por sus mecanismos de destino y transporte

(Christensen & Elton, 1996).

La volatilizacin afecta las concentraciones iniciales de los BTEX. Cuando ha

habido un derrame de gasolina, lo primero que ocurre en el sitio contaminado

es que parte de la gasolina se volatiliza dado su alta solubilidad, el bajo peso

molecular relativo y la alta presin de vapor (Bedient, 1994). Observando estas

caractersticas, el benceno es el compuesto que se volatiliza ms rpido.

Debido a la volatilizacin la gasolina comienza a disolverse en el agua

subterrnea (Bedient, 1994) .

Comparado con otros componentes principales de la gasolina, tales como los

alifticos, los BTEX son muy solubles, y la solubilidad de sus diferentes

componentes tendrn un gran efecto debido a las concentraciones que

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aparecern en el agua subterrnea. Cuando la gasolina se disuelve en la fase

acuosa, es capaz de moverse con el agua subterrnea (Christensen & Elton,

1996).

Los BTEX no son sorbidos tan fuertemente como los componentes alifticos

(diferentes alcanos) y es ms probable que contaminen grandes volmenes de

agua. La sorcin es un factor determinante en el movimiento del contaminante

dentro del flujo de agua subterrnea. Si se est tratando un rea pequea

contaminada con gasolina la sorcin podra ser favorable para atrapar el

contaminante, remediar y evitar la propagacin del contaminante; en este caso

es razonablemente fcil desenterrar y remover el suelo contaminado. Por el

contrario, si se trata de un rea grande, la sorcin no es tan favorable, porque

es ms difcil remover una cantidad mucho ms grande de s