Conferencia del Dr. Franco M. Francisca sobre el tema

FLUJO Y TRANSPORTE DE CONTAMINANTES A TRAVÉS DE
BARRERAS DE LIMOS PAMPEANOS COMPACTADOS
Franco M. Francisca (1), Dr. Ing. Civil
(1)
Facultad de Ciencias Exactas, Físicas y Naturales, Universidad Nacional de Córdoba (FCEFyN UNC), y Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET).
Dirección: FCEFyN – UNC, Av. Vélez Sarsfield 1611, CP 5016, Córdoba, Argentina
Email: ffrancis@efn.uncor.edu, Tel. ++54-351-5353800 int. 836
RESUMEN
Los suelos de la provincia de Córdoba presentan valores de conductividad hidráulica demasiado
elevados para ser usados como barreras en rellenos sanitarios, aún con una compactación
adecuada. Durante años se ha investigado sobre diferentes posibilidades de mejoramiento o
estabilización de estos suelos con el propósito de lograr condiciones y comportamientos
adecuados para la contención de líquidos residuales y lixiviados que se producen en los rellenos
sanitarios. En general, las mejoras propuestas han consistido en optimizar compactaciones y el
agregado de materiales arcillosos o polímeros sintéticos. Sin embargo, hasta el momento los
trabajos desarrollados dentro del campo de la geotecnia, sólo han concentrado esfuerzos en
estudiar comportamientos mecánicos o hidráulicos de estos suelos. En este trabajo se presentan
las ventajas de considerar la contribución de mecanismos acoplados incluyendo aspectos
mecánicos, hidráulicos, biológicos y químicos. En particular, se demuestra la necesidad de
considerar el flujo de contaminantes a través de una barrera compactada como un mecanismo de
reacción, difusión y advección (RDA). Los principales resultados obtenidos permiten corroborar
que la estimulación microbiana nativa y la incorporación de materiales reactivos puede ser una
alternativa mejoradora para la construcción de barreras de suelo compactado de baja
conductividad hidráulica.
1. INTRODUCCIÓN
El crecimiento poblacional y las actividades industriales desarrolladas por el hombre provocan
que millones de toneladas de residuos municipales e industriales sean arrojados anualmente a la
atmósfera, a las corrientes de aguas y/o enterrados, contaminando el ambiente o el ecosistema.
La industrialización y el crecimiento económico, especialmente el producido a partir del Siglo
XX, dieron como resultado la producción y necesidad de disposición de una gran variedad
residuos. En muchos casos, la disposición final de estas sustancias en el ambiente provoca la
contaminación de los recursos naturales, por lo que se transforman en una problemática
geoambiental de fundamental importancia. Estos contaminantes afectan el ecosistema y
1
eventualmente tienen un impacto adverso en la salud de las personas y en el ambiente en general
(Sharma y Reddy 2004).
Los residuos sólidos urbanos (RSU) representan un gran problema para las ciudades en la
actualidad debido a la cantidad de residuos generados y a la falta de conciencia de la población
sobre la necesidad de una correcta disposición de los mismos para la preservación de los recursos
naturales de una región. En muchos casos existen tratamientos inadecuados de los RSU, quema
indiscriminada en basurales, lixiviados que no reciben ningún tipo de tratamiento, presencia de
animales que se alimentan de los RSU, proliferación de vectores y ejecución de tareas informales
conocidas como “cirujeo”. Junto con esto, se debe mencionar el impacto que estos basurales
producen sobre el paisaje. Ante este panorama resulta de fundamental importancia el estudio de
sistemas de gestión para el tratamiento de los residuos y líquidos lixiviados generados, lo que
define un espacio donde la Ingeniería cuenta con inigualables posibilidades para proveer
soluciones.
La principal preocupación al momento de la construcción de un relleno sanitario es la posible
migración del lixiviado generado a través del subsuelo hacia la zona vadosa, pudiendo
eventualmente alcanzar la napa freática. En la actualidad, esa migración se controla
interponiendo barreras de baja conductividad hidráulica, las cuales consisten usualmente en
múltiples capas de arcilla compactada, filtros granulares y geosintéticos (geomembranas o
revestimientos geosintéticos con arcillas) (Daniel 1993, Petrov y Rowe 1997, Touze-Foltz et al.
2006, Musso et al. 2013). El principal objetivo de una barrera de contención es prevenir o
reducir la migración de contaminantes al ambiente (Figura 1), como así también dirigir los
fluidos propios del residuo hacia una zona de captación. Las barreras inferiores en general son
diseñadas en la actualidad como barreras simples compuestas cuando se trata de un relleno
sanitario de RSU. La Figura 2 muestra las principales capas que componen esta barrera, donde
los espesores y especificaciones técnicas de cada capa dependen de las regulaciones locales.
Infiltración Externa
Relleno
Sanitario NF
Residuos
Infiltración
Zona no Saturada
Zona no Saturada
NF
NF
Pluma Contaminante
Agua
Subterránea
Agua
Subterránea
a)
b)
Figura 1. Migración de contaminantes al ambiente: a) Sin de barrera de contención; b) Con barrera de
contención.
2
El estudio de la conductividad hidráulica del suelo resulta de fundamental importancia ya que la
contribución de la barrera geológica de la barrera inferior de un relleno sanitario (Figura 2) debe
cumplir funciones de contención y aislación de los líquidos y sustancias contaminantes que se
generan en los residuos. Para alcanzar una conductividad hidráulica suficientemente baja, se
utilizan frecuentemente arcillas compactadas o mezclas de arcillas con suelos locales. En
particular, el agregado de una cantidad baja de bentonita (5 a 10% en peso seco) permite obtener
la conductividad hidráulica especificada por la mayoría de las regulaciones internacionales para
la construcción de barreras de impermeabilización (k<10-7 cm/s) (Mitchell y Jaber 1990,
Kayabali 1997, Manasero et al. 2000, Nieva y Francisca 2007). Sin embargo, debido a las
condiciones controladas de laboratorio en las que se realizan los ensayos, rara vez estos
resultados pueden extrapolarse al campo y, menos aún, un ensayo de corta duración puede
considerarse representativo de la variaciones que se produzcan en el tiempo de vida útil de un
relleno sanitario.
Figura 2. Principales capas de una barrera de contención inferior de un relleno sanitario.
Resulta de interés particular poder evaluar no sólo la capacidad de contención de líquidos sino
también analizar el transporte de contaminantes dentro de la capa drenante y la barrera
geológica. Además, también resulta necesario contemplar la posibilidad de que el mismo sea
modificado por posibles mecanismos de interacción fluido-partícula y por la actividad de
microorganismos en los poros del suelo (Singal e Islam 2008, Francisca et al. 2010, Montoro y
Francisca 2011).
2. COMPORTAMIENTO DE LOS LIMOS LOÉSSICOS DEL CENTRO DE
ARGENTINA
Los suelos loéssicos de Argentina constituyen el principal depósito de su tipo en Sudamérica,
cubriendo más de 600.000 km2 de superficie. Estos suelos pueden conservar su estructura
generada al depositarse (loess primario) o sufrir retransporte o alternación in-situ (loess
secundario o loessoides). Los depósitos recientes son principalmente primarios, ML y CL-ML de
3
acuerdo a la clasificación unificada de suelos, mientras que los más antiguos son suelos
arcillosos y limosos subsaturados, CL a CH (Rocca et al. 2006, Rinaldi et al. 2007). Las
principales características y propiedades ingenieriles de los suelos limosos del centro de
Argentina han sido presentados por Reginatto (1970), Rocca et al. (1995), Clariá y Rinaldi
(1998), Terzariol y Abbona (1999), Francisca (2007) y Rinaldi et al (2007). La Figura 3 muestra
la distribución geográfica de estos sedimentos cuaternarios en Argentina.
Brasil
Océano
Pacífico
Argentina
Océano
Atlántico
Figura 3. Distribución de los limos loéssicos en Argentina. Las flechas indican la dirección predominante de
los vientos responsables del transporte eólico.
Estos sedimentos forman parte del paquete sedimentario conocido como “Formación
Pampeana”, el cual se encuentra por encima de un basamento cristalino identificado a distinta
profundidad en distintos lugares, en la ciudad de Córdoba entre 100 y 600 metros bajo el cauce
del Río Suquía (Reginatto 1970). Los sedimentos loéssicos que pertenecen a esta formación
están compuestos predominantemente por partículas limosas depositadas eólicamente durante el
período cuaternario, aunque es posible que a grandes profundidades haya estratos de fines del
terciario.
El paquete sedimentario de la “Formación Pampeana” está compuesto principalmente por loess
primarios y secundarios. Los loess primarios constituyen mantos no estratificados, de distintos
espesores, los secundarios, o limos loessoides depositados por la acción de aguas corrientes o
4
estancadas, no forman mantos de espesor uniforme siguiendo la forma del relieve, sino que se
acumulan en el fondo de depresiones (Rocca et al. 1995).
El loess que compone la formación Pampeana está formado principalmente por cenizas y vidrios
volcánicos meteorizados y productos de la descomposición de las rocas. Estos suelos presentan
una estructura abierta compuesta por macroporos. La fábrica del suelo se encuentra compuesta
por una fracción granular unidas entre sí a través de materiales cementantes (sales, partículas de
arcilla, carbonatos y silicatos) (Rinaldi et al. 2001, Terzariol 2009).
En el caso del loess, la estabilidad y resistencia de la masa de suelo es altamente dependiente de
la resistencia de las uniones y contactos entre partículas (Francisca y Arrúa 2007). La alteración
de los contactos disminuye la resistencia y aumenta la deformabilidad de la masa de suelo
(Redolfi 1980). Esta falla local en los contactos entre granos produce un desmoronamiento o
colapso de la estructura del loess.
Usualmente se atribuye el colapso a dos factores: a) un incremento en el estado tensional, en
donde las tensiones entre partículas exceden la resistencia de los contactos, y b) una disminución
de la resistencia de los contactos debido a la saturación del suelo, el cual solubiliza las uniones
salinas y produce expansión de los puentes de arcilla. La ruptura de los vínculos entre partículas,
la disolución de sales e hidratación de los puentes de arcilla producen un aumento notable en la
deformabilidad del suelo (Reginatto y Ferrero 1973, Moll y Rocca 1991). Este fenómeno se
manifiesta en una disminución notable de la rigidez y del módulo de deformación del mismo
(Zeballos et al. 1999).
En general, en los proyectos de ingeniería geotécnica y geotecnia ambiental relacionados con la
construcción de barreras de suelo compactado, se utiliza siempre por cuestiones económicas los
materiales locales. Es frecuente encontrar entonces que las barreras de suelos compactadas sean
construidas con limos loéssicos, a pesar de que en muchos casos no permite alcanzar valores de
conductividad hidráulica adecuados, aún en estado compactado. Debido a ello, se requiere
estabilizar el suelo mediante la adición de bentonita (Francisca et al. 1998, Nieva y Francisca
2007).
Existen numerosos factores que controlan y/o afectan la conductividad hidráulica. Estos en
general están relacionados con propiedades intrínsecas del suelo, tales como porosidad, densidad
aparente, grado de saturación, tamaño de partícula, estructura, etc. (Mitchell y Soga 2005). La
Figura 4 muestra el efecto de la energía de compactación y la humedad de amasado en la
conductividad hidráulica de los limos loéssicos, mientras que la Figura 5 presenta resultados
experimentales que muestran la influencia de la estructura del suelo y la compactación relativa
en la conductividad hidráulica.
5
Figura 4. Influencia de la energía de compactación y humedad de amasado en la conductividad hidráulica de
los limos loéssicos de Argentina
Figura 5. Influencia de la micro estructura del suelo y compactación relativa en la conductividad hidráulica
de los limo loéssicos de Argentina.
6
Para que los suelos loéssicos puedan ser considerados aptos para la construcción de una barrera
inferior en un relleno sanitario deben alcanzar una conductividad hidráulica inferior 1 x 10-7
cm/s. Esta valor debe alcanzarse independiene mente que se trate de un suelo natural compacado
o mezclado con arcillas. En la Figura 6 se muestra el histograma de conductividades hidráulicas
de los limos loéssicos compactados estabilizados con bentonita y permeados con agua
deionizada. En el eje horizontal se muestran los valores del logaritmo de la conductividad
hidráulica y en los ejes verticales el % acumulado y las frecuencias. Estos resultados demuestran
que sólo el 22,5 % de los limos loéssicos compactados tendrían un valor de conductividad
hidráulica igual o inferior a 1 x 10-7 cm/s. Para el caso de las muestras compactadas y
estabilizadas con bentonita este porcentaje asciende al 71,8 % (se logra llegar al 99% si sólo se
consideran mezclas de limo con un contenido de bentonita mayor a 6% y muy buenas
condiciones de compactación). Se puede ver a partir de esta comparación la ventaja incorporar
bentonita en los limos loéssicos para lograr conductividades hidráulicas menores a lo establecido
como límite por la normativa internacional para las barreras inferiores en los rellenos sanitarios.
Limo
Limo-bent.
Limo
Limo-bent.
80
16
14
12
10
60
8
40
6
Frecuencia
% Acumulado
100
4
20
2
0
0
-5
-5,5
-6
-6,5
Log (k)
-7
-7,5
-8
Figura 6. Comparación de histogramas del logaritmo de la conductividad hidráulica, para el caso de los
limos compactados y mezclas compactadas de limo-bentonita.
Sin embargo, no sólo la estructura porosa o esqueleto del suelo y la naturaleza del fluido son
relevantes sino también debe prestarse atención a las interacciones posibles entre ambos ya que
en muchos casos puede ser el fenómeno que controle el desplazamiento de los fluidos dentro de
los poros (Mitchell y Soga 2005). Este último caso resulta de fundamental importancia cuando el
suelo contiene porcentajes de arcilla significativos, en particular si se trata de minerales con alta
superficie específica como en el caso de las bentonitas, o si se incorpora algún material reactivo
capaz de modificar el estado del contaminante disuelto (e.g. adsorberlo, transformarlo,
precipitarlo, degradarlo, secuestrarlo, etc.).
7
3. TRANSPORTE DE CONTAMINANTES EN SUELOS LOÉSSICOS
3.1
Flujo de líquido
El flujo de líquidos a través de un medio porosos está gobernado por la ley de Darcy, la cual
relaciona la velocidad de Darcy o caudal específico (v) con el gradiente hidráulico (ih) mediante la
conductividad hidráulica (k), de la siguiente manera:
i
(1)
Donde H es la altura de presión total y x es la longitud del camino de flujo. Por otro lado, la
conductividad hidráulica se encuentra íntimamente relacionada con las propiedades de los suelos
y los fluidos permeantes, y existen varias ecuaciones que explican dicha relación; entre ellas se
destaca la ecuación teórica de Kozeny-Carman:
k
p
 e3  3
1

S
 k 0Tm 2 S 02  1  e 
(2)
Donde p es el peso unitario del permeante, μ la viscosidad del permeante, k0 un factor de forma
de los poros, Tm es la tortuosidad de flujo, S0 es la superficie mojada por volumen unitario de
partículas, e es la relación de vacíos y S es el grado de saturación del suelo.
En la literatura, en general se considera que la ecuación de Kozeny-Carman es aplicable
solamente a suelos de granos gruesos (tamaños superiores a limos). Esta ecuación falla en la
predicción del comportamiento hidráulico de suelos arcilloso debido a las interacciones de tipo
doble capa (fuerzas Coulómbicas) entre las cargas negativas de las caras de las partículas de
arcilla y los cationes en solución (iones de intercambio). Sin embargo hay experiencias
publicadas en las que la ecuación en cuestión es empleada con éxito en la predicción de la
permeabilidad de suelos del tipo de arcillas con la consideración de que la superficie específica
debe ser determinada con mucha precisión (Schaap y Lebron 2001, Chapuis y Aubertin, 2003).
La conductividad hidráulica de los limos loéssicos compactados, permeados tanto con agua
como lixiviado de RSU, muestra un buen ajuste lineal con la función de la relación de vacíos
e3/(1+e), cuya dependencia teórica ha sido demostrada mediante la ecuación de Kozeny-Carman
(Figura 7). Similares relaciones pueden obtenerse para el caso de muestras de limo con distintos
contenidos de bentonita. A partir de estos resultados se puede decir que la ecuación de KozenyCarman representa en forma adecuada la dependencia entre la conductividad hidráulica y la
relación de vacíos para los limos loéssicos compactados. Sin embargo, como puede observarse
muy pocos ensayos arrojaron valores inferiores a 1x10-7 cm/s, en coincidencia con lo mostrado
en las Figuras 5 y 6.
En la Tabla 1 se resumen los principales factores que afectan la conductividad hidráulica de los
suelos.
8
Figura 7. Influencia de la función de la relación de vacíos en la conductividad hidráulica de los limos
compactados.
Tabla 1: Factores que afectan la conductividad hidráulica del suelo (Montoro y Francisca 2011).
Conductividad Hidráulica
Factor
Cambio del factor
Viscosidad
relativa
Relación
vacíos
de
Gradiente
hidráulico
Tipo
de
permeámetro
Cambio en k
Referencia
< 1 orden de
magnitud
< 1 orden de
magnitud
Gnanapragasam et al. (1995), Jarsjö et
al. (1997)
~ 1 orden de
magnitud
~ 2 órdenes de
magnitud
Schenning (2004), Muhammad (2004)
> 3 órdenes de
magnitud
< 1 orden de
magnitud
Muhammad (2004)
N/A
Como máximo un orden de
magnitud
Daniel et al. (1985), Kodikara et al.
(2002), Muhammad (2004)
En los últimos años se han realizado numerosos trabajos determinando la influencia de diferentes
variables la conductividad hidráulica de medios porosos. En términos generales, la conductividad
hidráulica del suelo decrece significativamente con el contenido de finos (Sivapullaiah et al.
2000). En general, cuando la fracción arcillosa es mayor a 5% a 7%, la misma controla el
comportamiento hidráulico del suelo (Santamarina et al. 2001). Por debajo de este contenido de
finos, la fracción granular gruesa y el grado de “bentonificación” son los dos principales factores
que controlan el flujo hidráulico en mezclas de suelo-bentonita (Abichou et al. 2004). Entre
otras contribuciones significativas, merece destacarse el trabajo de Ruhl y Daniel (1997), quienes
determinaron el efecto de la presencia de lixiviado de residuos sólidos en la permeabilidad de
9
barreras de suelo compactado. Jo et al. (2001) determinaron cuál es el efecto de la concentración
iónica, valencia, pH, tamaño del ión hidratado y prehidratación de los suelos con agua y con
otras sustancias químicas en la conductividad hidráulica. Kolstad et al. (2004) realizaron ensayos
para cuantificar las consecuencias de la presencia simultánea de varias especies iónicas en el
fluido permeante. Finalmente, Jo et al. (2005) realizaron ensayos para determinar la influencia
del tiempo de contacto fluido-partícula en la conductividad hidráulica de una barrera.
Cuando los suelos tienen un importante contenido de finos, los fenómenos de interacción con las
moléculas de agua se tornan muy importantes (Mitchell y Soga, 2005). La modificación en la
química de los fluidos dentro de los poros del suelo, puede acarrear un cambio de varios órdenes
de magnitud en los valores de permeabilidad.
La concentración iónica, la valencia de los iones, y el tipo de ion presente generan cambios en
los espesores de las doble capas difusas que se forman alrededor de las partículas finas. Gleason
et al. (1997), Petrov y Rowe (1997), Aringhieri y Giachetti (2001), Lee y Shackelford (2005)
reportan aumentos entre 2 y 5 órdenes de magnitud en la permeabilidad de muestras de
bentonitas sódicas y arenas mezcladas con diferentes porcentajes de bentonita, cuando se cambia
el fluido permeante por soluciones monoiónicas con concentraciones entre 0.25 M y 1 M. Jo et
al. (2001) encontró que la permeabilidad aumenta con la valencia iónica, reportando cambios
más importantes cuando se cambia de valencia +1 a valencia +2 que cuando el cambio es de
valencia +2 a +3, siendo más importante los cambios a medida que se aumenta la concentración
de electrolitos.
Cuando en la solución permeante existe presencia simultánea de más de una especie iónica se
verifica un incremento en la permeabilidad con el aumento de la concentración iónica (Kolstad et
al. 2004, Muhammad 2004). Además, existen evidencias contundentes que demuestran que a
corto plazo, la presencia de altas concentraciones salinas como las encontradas en los líquidos
lixiviados de los RSU provocan aumentos de conductividad hidráulica (Nieva y Francisca 2009),
mientras que a largo plazos otros mecanismos tales como desarrollo microbiano dentro de los
poros del suelo deben ser considerados.
Al desplazarse el agua dentro de los poros del suelo se producen arrastre de iones (flujo
químico). El flujo hidráulico puede además resultar como consecuencia de otro tipo de flujo. Por
ejemplo el flujo eléctrico moviliza iones los cuales poseen agua adsorbida que es también
desplazada provocando un flujo hidráulico. Esta asociación de flujos es conocida como flujos
acoplados o indirectos. Una revisión de los flujos directos y acoplados que tienen lugar en una
masa de suelo puede verse en Mitchell y Soga (2005).
3.2
Flujo químico
Cuando los contaminantes no interactúan con el medio poroso pueden ser transportados por
gradientes de concentración o gradientes hidráulicos. En el primer caso, los contaminantes
disueltos se desplazan del lugar de mayor concentración al de menor concentración dando lugar
10
a la difusión molecular. En el segundo caso, el flujo hidráulico produce el arrastre de iones
disueltos dando lugar al fenómeno denominado advección.
El transporte de masa por unidad de área debido a mecanismos de difusión y advección
unidimensional en un medio homogéneo, isótropo, saturado y que sigue la ley de Darcy puede
calcularse como (Sharma y Reddy 2004):
F
ne
ne
e
(3)
Donde F es la masa total transportada, ne es la porosidad efectiva, ve es la velocidad efectiva, C
es la concentración y DL* es el coeficiente de dispersión hidrodinámico o coeficiente de mezcla.
A partir de la conservación de masa en un volumen elemental se puede demostrar que:
F
ne
(4)
t
Donde t es el tiempo. Luego, reemplazando la ecuación (3) en (4) se obtiene la ecuación
diferencial que representa el transporte de iones disueltos en medios porosos, conocida como
modelo de advección-difusión (Ogata 1970, Bear 1972, Freeze y Cherry 1979):
e
(5)
t
La ecuación (5) considera que no se producen reacciones en el soluto. En el caso de que dentro
de una barrera ocurran reacciones que alteren las concentraciones iónicas con el tiempo, se debe
introducir en la ecuación diferencial un término adicional que contempla la tasa de producción o
consumo de masa (r), como sigue (Sharma y Reddy 2004):
e
r
ne
t
(6)
En el caso de que exista adsorción de iones en la fracción arcillosa del suelo, se produce un
atraso en la percolación y transporte de iones a través de una barrera. Por lo tanto, el tiempo
necesario para que el centro de masa de una pluma contaminante atraviese una barrera aumenta
considerablemente, resultando esto en un retardo en el transporte del contaminante (Carro Pérez
y Francisca 2013).
La Figura 8 presenta la solución de la ecuación diferencial de transporte de masa unidimensional
en medios no reactivos, en medios adsorbentes y cuando ocurre además biodegradación de los
compuestos contaminantes.
11
(a)
(b)
Figura 8: Transporte de masa por una inyección continua en una barrera de suelo compactado. a) Variación
en la distancia, b) concentración relativa de contaminantes en el efluente que atraviesa la barrera.
DA=difusión+adveccion, A=adsorción, P=precipitación/biodegradación
3.3
Mecanismos de oclusión
La disminución de la conductividad hidráulica de un suelo a lo largo del tiempo es el resultado
de la obturación de los canales de flujo. Dicho fenómeno puede tener bases físicas, químicas o
biológicas o, más comúnmente, una interacción de todas estas variables. En general es posible
que ocurran diferentes mecanismos de oclusión, siendo la biológica y la física las más
significativas. Dentro de los posibles mecanismos de colmatación, en las barreras de limos
loéssicos compactados permeadas con lixiviados, la colmatación biológica y la precipitación
12
química de carbonato de calcio podrían afectar la conductividad hidráulica. Sin embargo, la
precipitación de carbonatos en general no alcanza a producir cambios significativos de
porosidad.
Los cambios en la conductividad hidráulica producto de una reducción de los vacios disponibles
para el flujo tanto por precipitación de carbonatos como biocolmatación pueden analizarse en
términos de la reducción en la relación de vacíos, de acuerdo a la ecuación teórica de KozenyCarman, de la siguiente manera:
3
1  e0  e f 
 
(7)
kr 

k0 1  e f  e0 
Donde kr es la relación de conductividades hidráulicas, k es la conductividad hidráulica, e
representa la relación de acíos y los subíndices “0” y “f” simbolizan los estados inicial y final
(corto y largo plazo), respectivamente. Nótese que ef incluye el efecto de la precipitación
química y/o la biocolmatación.
kf
La oclusión física puede llevarse a cabo de tres maneras: a) debido a una fase sólida, b) debido a
una fase líquida, inmóvil y no miscible, y c) debido a una fase gaseosa. El desplazamiento y
atrapamiento de partículas finas ha sido extensamente estudiado (Mitchell y Jaber 1990, Ng y Lo
2010, Stuyt y Dierickx 2006); mientras que la disminución de los canales de flujo debido a una
fase líquida no miscible o a la formación de burbujas de gas dentro de la matriz sólida ha
adquirido una mayor importancia en los últimos años consecuentemente con el aumento de la
contaminación con sustancias orgánicas (Oberdorfer y Peterson 1985, Kohnle et al. 2002,
Montoro y Francisca 2013).
Dentro de la oclusión química existen dos variables principales a considerar: la composición de
la matriz sólida y la del fluido en contacto con la misma, las cuales llevarán a la disolución o
precipitación de los componentes. Los procesos de colmatación química más estudiados y con
mayores impactos son la precipitación de carbonato de calcio (CaCO3) (van Gulck et al. 2003) y
de óxido férrico (Fe2O3); aunque la precipitación de hidróxidos, sulfatos y sulfuros metálicos ha
adquirido mayor auge en los últimos años (Stuyt et al. 2005).
Ensayos en muestras de limos loéssicos compactados y mezclas de limo-bentonite compactados
mostraron que la conductividad hidráulica de las muestras presentan una dependencia
insignificante con el tiempo, cuando fueron compactadas y permeadas con agua destilada (líneas
continuas en la Figura 9). Por el contrario, las muestras compactadas y permeadas con lixiviado
o soluciones con nutrientes exhibieron una reducción notable de la conductividad hidráulica con
el tiempo de permeado (Figura 9). Francisca y Glatstein (2012) y Glatstein y Francisca (2014)
demostraron que la porosidad inicial de las mezclas compactadas de limo-bentonita tiene una
baja influencia en la conductividad hidráulica luego de 24 meses de ensayo. Además se puede
observar que existe una influencia también pequeña del contenido de bentonita en la
conductividad hidráulica a largo plazo cuando los especímenes son compactados y permeados
con lixiviado y solución de nutrientes. En estos casos, la disminución de la conductividad
13
hidráulica con el tiempo, evaluada a través de la ecuación (7), resultó en una conductividad
hidráulica relativa entre 10-2 y 10-1. Estos resultados confirman la importancia de las propiedades
físicas, químicas y microbiológicas de los líquidos en la conductividad hidráulica final esperada
para barreras de suelo compactados.
Figura 9: Variación de la conductividad hidráulica con el tiempo de permeado cuando se utiliza agua
destilada (líneas continuas) y lixiviado de RSU (símbolos) como fluidos permeantes.
La presencia de nutrientes (carbono, nitrógeno y fósforo) es en general responsable de la
formación y estimulación del crecimiento de levaduras y colonias bacterianas que bloquean
parcialmente los poros del suelo (Rebata-Landa y Santamarina 2006). La disminución de la
conductividad hidráulica debido a la bioactividad puede relacionarse a la presencia de biofilms y
a los distintos mecanismos asociados de biooclusión controlados por el tamaño relativo de los
microorganismos respecto a los tamaños de los poros y los canales de flujo (Francisca y
Glatstein 2010) (Figura 10).
10 m
30 m
10 m
Figura 10: Interconexión entre partículas a diferentes escales y micrografías de los microorganismos
detectados en el líquido recolectado en los puertos de salida de las muestras ensayadas con lixiviado.
14
Los mecanismos de oclusión biológica (MacLeod et al. 1988, Vandevivere 1995) consisten
principalmente en la adhesión de microorganismos específicos a las partículas del suelo. Luego
de producida la adhesión, el continuo crecimiento y multiplicación celular, conjuntamente con la
excreción de Exopolisacáridos (EPS), generan una envolvente biológica de las partículas del
suelo (conocida también como biofilm) que reduce de manera continua el volumen poral. Sin
embargo, la biocolmatación de los medios granulares no queda completamente explicada por
este modelo, ya que en muchos casos la disminución de la conductividad hidráulica no es
proporcional al aumento de colonias bacterianas o al contenido de materia orgánica en la
muestra. La presencia de bacterias específicas, dependiendo de composición química de los
fluidos percolantes y del medio granular, promovería entonces la precipitación química y
aumentaría la generación de gases dentro de la muestra a través de reacciones biomediadas.
Existen varios modelos teóricos y empíricos que pueden usarse para estimar la influencia de los
microorganismos en la disminución de la conductividad hidráulica (Figura 11). Estos modelos
consideran diferentes mecanismos, los cuales se asocian con la presencia de un crecimiento
uniforme de biofilm (Vandevivere 1995, Seki y Miyazaki 2001, Thullner et al. 2002),
mecanismos de oclusión por agregados celulares (Ives y Pienvichitr 1965, Clement et al. 1996) y
el desarrollo de colonias aisladas en las partículas de suelo (Thullner et al. 2002). En la Figura 11
se muestran los modelos de Vandevivere (1995), Seki y Miyazaki (2001) y Thullner et al. (2002)
implementados por medio del ajuste de mínimos cuadrados, y el modelo de Clement et al.
(1996), el cual no contiene parámetros empíricos o de ajuste. Las tendencias obtenidas muestran
una buena correlación entre los resultados experimentales y los valores predichos con los
modelos de biofilm de crecimiento uniforme. Las menores kf, representadas por vectores de
flujo, se observan a medida que aumenta la fracción de los poros ocupado por la biomasa, debido
a que el biofilm restringía el flujo del líquido dentro de los poros de la barrera de suelo
compactado.
Las reacciones químicas que modifican la conductividad hidráulica pueden resumirse en la
generación biogénica de gases (CH4, CO2, N2 según el ciclo metabólico) y la formación de
sustancias de baja solubilidad (carbonatos, sulfuros, sulfatos, hidróxidos). La formación de estos
últimos promueve la precipitación de compuestos metálicos (MgCO3, CaSO4, ZnS,
(K,Na,NH4)Fe3(SO4)2(OH)6 (jarosita) (Watling 2006), CuS, FeOOH, Cr(OH)3, entre otros). La
Figura 12 muestra la calibración de la ecuación de reacción, advección, difusión a través de una
barrera de suelo compactado en la cual se ha incluido un residuo siderúrgico que debido a la
modificación del pH de la solución produce la precipitación de metales. La figura muestra la
evolución del pH del líquido con el tiempo de permeado y la concentración de metales en el
efluente a la salida de la barrera. Se observa que mientras el pH>8 la concentración de metales a
la salida es nula. Si se satura la capacidad de neutralización acida del material de la barrera
conteniendo el residuo siderúrgico, se produce una repentina liberación de los metales
precipitados al resolubilizarse los mismos, lo cual se manifiesta en el pico de concentración
observado a los 40 años en la simulación mostrada en la Figura 12. El tiempo al cual se satura la
15
capacidad de neutralización de pH de una barrera con residuos siderúrgicos depende del pH al
ingreso de la barrera y del contenido de material reactivo (escoria).
Figura 11. Influencia de la fracción volumétrica de los espacios porales ocupados por microorganismos en la
relación de conductividades hidráulicas (Francisca y Glatstein 2010).
14,0
1000
pH
12,0
800
Concentración Metal
10,0
700
600
8,0
500
6,0
400
C (mg/L)
pH (UpH)
900
pH solubilización
300
4,0
200
2,0
100
0,0
0
20
40
60
80
0
100
Tiempo
(días)
Tiempo
(años)
Figura 12: Modelación del transporte de metales en barreras reactivas considerando la precipitación de
metales.
16
En la realidad, los mecanismos descriptos precedentemente ocurren naturalmente y
simultáneamente. Al acumularse lixiviado en el fondo de una celda de un relleno sanitario, se
produce flujo de líquido debido al gradiente hidráulico. Al mismo tiempo, el líquido lixiviado
que se acumula presenta importantes concentraciones de diferentes contaminantes, por lo que se
produce desplazamiento de los mismos debido tanto al gradiente de concentración como al
desplazamiento del líquido por el flujo hidráulico. Estos iones en solución interactúan con la
fracción arcillosa de la barrera de suelo compactado, produciéndose intercambios iónicos
resultando en la adsorción de algunos elementos químicos y produciendo un retraso en el
desplazamiento de los mismos. En la barrera se puede incluir, tanto en el filtro granular superior
como mezclado con el suelo-arcilla compactado, distintos materiales capaces de reaccionar con
los contaminantes. Un ejemplo de ello es la incorporación de residuos siderúrgicos en la barrera,
lo cual permitió demostrar mediante experimentos físicos y numéricos que ello favorece
notablemente la retención de iones metálicos debido a la precipitación de los mismos al
incrementar el pH de la barrera y la capacidad de neutralización acida de la misma. Finalmente,
la presencia de microorganismos produce a largo plazo que las colonias de bacterias y biofilms
desarrollados reduzcan el espacio poral disponible para el flujo o desplazamiento de líquido
dentro de la barrera, lo cual contribuye a reducir la conductividad hidráulica mejorando el
comportamiento y seguridad de la barrera.
Si se consideran de manera acoplada los mecanismos de flujo hidráulico, reacciones químicas y
efectos producidos por los microorganismos dentro del suelo es posible lograr nuevos diseños
con mayor seguridad para la construcción de barreras inferiores en rellenos sanitarios. Los
medios porosos no son medios inertes por lo que resulta necesario en la actualidad incorporar en
los análisis de ingeniería geoambiental los mecanismos biológicos que afectan el
comportamiento del suelo (Mitchell y Santamarina 2005, Francisca 2011). La inoculación de
bacterias y levaduras en los líquidos de compactación permitiría reducir significantemente la
conductividad hidráulica de las mezclas de limo-bentonita compactadas. En general se observó
una disminución de la conductividad hidráulica con el tiempo de dos órdenes de magnitud, entre
los especímenes compactados con agua destilada y aquellos compactados con la solución de
nutrientes. La presencia de biomasa en el líquido de compactación disminuyó la conductividad
hidráulica en el largo plazo aún más que lo que disminuyó debido al agregado de bentonita.
Como estos efectos podrían ser reversibles en caso de las condiciones ambientales se constituyan
en un factor limitante para el desarrollo microbiano (Glatstein y Francisca 2014), su contribución
no debería ser considerada en el diseño de barreras aunque proporcione una seguridad adicional.
La adsorción de iones y precipitación de metales también ayuda a mejorar la seguridad de la
barrera, y si bien la adsorción de iones es selectiva y la precipitación/disolución de iones
depende del pH del líquido, es posible evaluar experimentalmente el comportamiento de los
materiales que constituyen la barrera y sus agregados estabilizantes (arcillas, escorias o residuos
siderúrgicos, etc.). Debido a ello, en este último caso si se recomienda incorporar su efecto en los
modelos de transporte de contaminantes. De esta manera, a través de la contribución de la
17
ingeniería geotécnica, la química y la biología resulta posible diseñar en la actualidad barreras
reactivas aislantes para la contención o aislamiento de líquidos lixiviados de menor espesor y
mayor eficacia en la retención de contaminante (Figura 13).
Ingeniería geotécnica + química + biología
Aumenta la seguridad de la barrera
Residuos
Filtro y dren
Residuos
Suelo+arcilla
compactada
k < 10-7 cm/s
Terreno
Natural
Filtro y dren
Geomembrana

Residuos
Suelo+arcilla
compactada
k < 10-7 cm/s

Filtro y dren
Geomembrana
Arcilla +
microorganismos+
material reactivo
Terreno Natural
Terreno Natural
Considera Dispersión + Advección
Considera Dispersión + Advección +
Retardo + Biocolmatación
Figura 13: Diseños alternativos de barreras aislantes para rellenos sanitarios considerando sólo
mecanismos de flujo y transporte de contaminantes e incorporando efectos de adsorción, precipitación y
biocolmatación.
AGRADECIMIENTOS
El autor agradece profundamente el soporte recibido por Adriana Velazquez, Matías, Facundo y
Melissa Francisca; a la Facultad de Ciencias Exactas Físicas y Naturales de la Universidad
Nacional de Córdoba (FCEFyN-UNC) y el Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y
Técnicas (CONICET); a los colaboradores del Grupo de Investigación en Medios Porosos y
Flujos Subterráneos (IMPAS) de la FCEFyN-UNC, Dr. Ing. Marcos Montoro, Dr. Ing. Daniel
Glatstein, Dr. Ing. Magalí Carro Pérez, Ing. Gustavo Bogado, Dr. Ing. Pedro Arrúa, Dra. Telma
Musso, Mg. Ing. Pablo Nieva, Mg. Ing. Germán Van de Velde, Ing. Diego López, Ing. Gustavo
Pesca, Lic. Rodrigo Ruiz, Lic. Carolina Boaglio, Mg. Ing. Daniel Panique y Dra. Leticia Tarrab;
a los profesores Dr. Ing Víctor Rinaldi, Dr. Ing. Carlos Santamarina, Mg. Ing. Ricardo Rocca,
Dr. Ing. Emilio Redolfi y Mg. Ing. Roberto Terzariol por sus ricos comentarios que ayudaron a
generar, en distintos momentos, nuevas ideas que permitieron al autor lograr los avances
logrados en estos años; a las agencias que financiaron los trabajos SECyT-UNC, CONICET,
MINCyT-Cordoba, FONCyT y Fundación Hermanos Agustín y Enrique Rocca.
18
REFERENCIAS
Abichou T., Benson C.H., Edil T.B. (2004). “Networ model for ydraulic conducti ity of sand-bentonite
mi tures”. Can. Geotech. J. 41 (4): 698 – 712.
Aringhieri R., Giachetti M. (2001). Effect of Sodium Adsorption Ratio and Electrolyte Concentrations on
the Saturated Hydraulic Conductivity of Clay – Sand Mixtures, European Journal of Soil Science,
52, 449 – 458.
Bear J. (1972). Dynamics of Fluids in Porous Media. Dover Publications Inc. New York.
Carro Pérez M.E., Francisca F.M. (2013). Arsenic Entrapment in Reactive Columns of Residual Soils. J.
Environ. Eng – ASCE, 139(6), 788-795.
apuis, R. P. y Aubertin, M. ( 003). “On t e Use of t e Kozeny – Carman Equation to Predict the
ydraulic onducti ity of Soils”, anadian Geotec nical Journal, Vol. 40, pp. 616 – 628.
Clariá J.J. y Rinaldi V.A. (1998). Estudio del modulo elástico (E) en loess mediante ensayos de campo y
laboratorio, XIV ongreso Anual de Ingenieros Geotécnicos Argentinos GT’98, ap II. ., 1-18.
Clement T.P., Hooker B.S., Skeen R.S. (1996). Macroscopic models for predicting changes in saturated
porous media properties caused by microbial growth, Groundwater, 34 (5), 934–942.
Daniel, E. D.; Anderson, D. C. y Boyton, S. S. (1985). Fixed Wall Versus Flexible Wall Permeameters,
American Society for Testing and Materials, Special Technical Publication, No. 867.
Daniel D.E. (1993). Geotechnical practice for waste disposal. Chapman & Hall, London. 695 pp
Francisca F. M., Cuestas G., Rinaldi V.A. (1998). Estudio de Permeabilidad en Limos Loéssicos. XIV
Congreso Anual de Ingenieros Geotécnicos Argentinos GT’98, 8-9 de Octubre, pp. II.2.1-II.2.18.
Francisca F.M. (2007). Evaluating the constrained modulus and collapsibility of loess from standard
penetration test. International Journal of Geomechanics, 7(4), 7-10.
Francisca F.M., Arrua P.A. (2007). Rigidez y resistencia de suelos limosos con propiedades mecánicas
aleatorias, Mecánica Computacional, Vol. XXVI, pp.2513-2532.
Francisca F.M., Glatstein D.A. (2010). Long Term Hydraulic Conductivity of Compacted Soils
Permeated With Landfill Leachate, Applied Clay Science, 49, 187–193.
Francisca F.M., Montoro M.A., Nieva P.M. (2010). Macroscopic properties of soils controlled by the
diffuse double layer around particles, Research & Reviews in ElectroChemistry, Vol. 2(1).
Francisca F.M. (2011). About the future of geotechnical engineering: a view from South America. 14th
Pan-American Conference on Soil Mechanics and Geotechnical Engineering, ISSMGE, Toronto,
Canada, 2-6 de Octubre.
Francisca F.M., Glatstein D.A. (2012). “Influencia del desarrollo bacteriano en barreras de suelos
compactados”, XXI ongreso Argentino de Mecánica de Suelos e Ingeniería Geotécnica, ISBN:
978-987-28643-0-9, 12-14 de Septiembre, Rosario, Argentina
Freeze R.A., Cherry J.A. (1979). Groundwater. Prentice Hall, Inc., Englewood Cliffs, New Jersey, 604
pp.
Glatstein, D.A., Francisca, F.M. (2014). Hydraulic conductivity of compacted soils controlled by
microbial activity. Environmental Technology, 35 (15), 1886-1892.
Gleason, M. H.; Daniel, D. E., Eykholt, G. R. (1997). Calcium and Sodium Bentonite for Hydraulic
Containment Applications, Journal of Geotechnical and Geoenvironmental Engineering, Vol. 123,
No. 5, pp. 438 – 445.
Gnanapragasam, N.; Lewis, B. G. Finno, R. (1995). Microstructural Changes in Sand – Bentonite Soils
when Exposed to Aniline, Journal of Geotechnical Engineering, Vol. 121, No. 2, pp. 119 – 125.
Ives K.J., Pienvichitr V. (1965). Kinetics of the filtration of dilute suspensions, Chemical Engineering
Science, 20, 965-973.
Jarsjö J., Destouni G., Yaron, B. (1997). On the Relation Between Viscosity and Hydraulic Conductivity
for Volatile Organic Liquid Mixtures in Soils, Journal of Contaminant Hydrology, No. 25, pp. 113 –
127.
19
Jo, H. Y.; Katsumi, T.; Benson, C. H., Edil, T. B. (2001). Hydraulic Conductivity and Swelling of
Nonprehydrated GCLs Permeated with Single – Species Salt Solutions, Journal of Geotechnical and
Geoenvironmental Engineering, Vol. 127, No. 7, pp. 557 – 567.
Jo, H. Y., Benson, C. H., Shackelford, C. D., Lee, J. M., Edil, T. B. (2005). Long – Term Hydraulic
Conductivity of a Geosynthetic Clay Liner Permeated with Inorganic Salt Solutions, Journal of
Geotechnical and Geoenvironmental Engineering, Vol. 131, No. 4, pp. 405 – 417.
Kayabali, K. (1997). Engineering aspects of a novel landfill liner material: bentonite-amended natural
zeolite, Engineering Geology 46(2), 105-114.
Kodikara, J. K., Rahman, F., Barbour, S. L. (2002). Towards a more Rational Approach to Chemical
Compatibility Testing of Clay, Canadian Geotechnical Journal, Vol. 39, pp. 597 – 607.
Kohnle J., Waibel G., Cernosa R., Storz M., Ernst H., Sandmaier H., Strobelt T., Zengerle R., (2002). A
Unique Solution For Preventing Clogging Of Flow Channels By Gas Bubbles, MEMS 2002: the
Fifteenth IEEE International Conference on Micro Electro Mechanical Systems: technical digest: Las
Vegas, Nevada, USA, pp: 77-80.
Kolstad, D. C.; Benson, C. H., Edil, T. B. (2004). Hydraulic Conductivity and Swell of Nonprehydrated
Geosynthetic Clay Liners Permeated with Multispecies Inorganic Solutions, Journal of Geotechnical
and Geoenvironmental Engineering, Vol. 130, No. 12, pp. 1236 – 1249.
Lee, J. M., Shackelford, C. D. (2005). Impact of Bentonite Quality on Hydraulic Conductivity of
Geosynthetic Clay Liners, Journal of Geotechnical and Geoenvironmental Engineering, 131(1), 64 –
77.
MacLeod F.A., Lappin-Scott H.M., Costerton J.W. (1988). Plugging of a model rock system by using
starved bacteria, Applied and Environmental Microbiology, 54 (6), 1365-1372.
Manasero M, Benson CH, Bouazza A. (2000). Solid waste containment systems, Proceedings of the
GeoEng 2000, Melbourne, 520-642.
Mitchell J.K., Jaber M. (1990). Factors controlling the long-term properties of clay liners, Waste
Containment Systems: Construction, Regulation and Performance, ASCE, Geotechnical Special
Publication 26, 84-105.
Mitchell J.K., Soga K. (2005). Fundamentals of Soil Behavior, John Wiley & Sons, Hoboken, New
Jersey.
Mitchell J.K., Santamarina J.C. (2005). Biological considerations in geotechnical engineering, J. Geotech.
Geoenviron. Eng., 131 (10), 1222–1233.
Moll L.L., Rocca R.J. (1991). Properties of loess in the center of Argentina, XI Pan American Conference
on Soil Mechanics and Foundation. Engineering, Viña del Mar, Chile, Vol. I, pp. 1-14.
Montoro M.A., Francisca F.M. (2011). Permeabilidad intrínseca de suelos arenosos con presencia de
partículas de limo y arcilla, Revista Internacional de Desastres Naturales, Accidentes e
Infraestructura Civil 11(1):163-177.
Montoro M.A., Francisca F.M. (2013). Digital image analysis of immiscible displacement in porous
media. Geotechnical Testing Journal 36(1).
Mu ammad, N. ( 004). “ ydraulic, iffusion and Retention of Inorganic emicals in Bentonite”, P
Thesis, University of South Florida.
Musso T.B., Francisca F.M., Parolo, M.E., Roehl K.E. (2013). Potential use of calcareous mudstones in
low hydraulic conductivity earthen barriers for environmental applications. Environmental
Technology 34(17), 2465-2476.
Ng K.T.W., Lo I.M.C., (2010). Fines migration from soil daily covers in Hong Kong landfills, Waste
Management, 30, 2047 – 2057.
Nieva P., Francisca F.M. (2007). On the permeability of compacted and stabilized loessical silts in
relation to liner system regulations, International Congress on Development, Environment and
Natural Resources: Multi-level and Multi-scale Sustainability, Cochabamba 11-13 Julio, Bolivia, 6977.
Nieva P.M., Francisca F.M. (2009). Conductividad hidráulica de mezclas de limo –bentonita
compactadas. III Conferencia Sudamericana de Ingenieros Geotecnicos Jóvenes, Córdoba, 193-196.
20
Oberdorfer J.A., Peterson F.L. (1985). Waste-water injection: Geochemical and Biogeochemical clogging
processes, Ground Water, 23 (6).
Ogata A. (1970). Theory of dispersion in a granular medium. US Geological Survey Professional Papers
411–I, 34.
Petrov R., Rowe R. (1997). Geosynthetic Clay Liner (GCL) – Chemical Compatibility by Hydraulic
Conductivity Testing and Factors Impacting its Performance, Canadian Geotechnical Journal 34,
863–885.
Rebata-Landa V., Santamarina, J.C. (2006). Mechanical limits to microbial activity in deep sediments,
Geochemistry Geophysics Geosystems, 7.
Redolfi E.R. (1980). Determinación rápida de la presión de fluencia en suelos loéssicos, VI RAMSIF,
Córdoba, 42-49.
Reginatto, A (1970). Suelos Colapsibles. Predicción de la susceptibilidad al colapso, Memorias de la 2ª
reunión Argentina de mecánica de suelos e ingeniería en fundaciones. Córdoba
Reginatto A.R., Ferrero J.C. (1973). Collapse Potential of Soils and Soil Water Chemistry, Eight
International Conference on Soil Mechanics and Foundation Engineering, ISSMFE, Vol. 2, 177-183.
Rinaldi V.A, Claria J.J., Santamarina J.C. (2001). The small strain shear modulus (Gmax) of Argentinean
loess, XV International Conference on Soil Mechanics and Geotechnical Engineering, Istanbul, 209216.
Rinaldi V.A., Rocca R.J., Zeballos M.E. (2007). Geotechnical characterization and behaviour of
argentinean collapsible loess, en Tan, Phoon, Hight and Lerouiel (Eds) Characterization and
Engineering Properties of Natural Soils. Vol 4, pp 2259-2286. Taylor and Francis Group, London.
Rocca R.J., Quintana Crespo E., Abril E.G., Goio M.G. (1995). Carta Geotécnica de la Ciudad de
Córdoba. Asoc. Arg. Geol. Aplicada a la Ingeniería Publicación Especial 3: 322-340.
Rocca R.J., Redolfi E.R., Terzariol R.E. (2006). Características Geotécnicas de los Loess de Argentina,
Revista Internacional de Desastres Naturales, Accidentes e Infraestructura Civil, 6(2), 149-166.
Ruhl, J.L., Daniel, D.E. (1997). Geosynthetic Clay Liners Permeated with Chemical Solutions and
Leachates, Journal of Geotechnical and Geoenvironmental Engineering, Vol. 123, No. 4, pp. 369 –
381.
Santamarina J.C., Klein K.A., Fam M.A. (2001). Soils and Waves. John Wiley & Sons, West Sussex.
Schaap, M.G., Lebron, I. (2001). Using Microscope Observations of Thin Sections to Estimate Soil
permeability with the Kozeny – Carman Equation, Journal of Hydrology, Vol. 251, pp. 186 – 201.
Schenning, J. A. (2004). Hydraulic Performance of Polymer Modified Bentonite, Master Thesis,
University of South Florida.
Seki K., Miyazaki T. (2001). A mathematical model for biological clogging of uniform porous media,
Water Resources Research, 37 (12), 2995–2999.
Sharma, H.D., Reddy, K.R. (2004). Geoenvironmental Engineering. John Wiley and Sons. New Jersey.
Singhal N., Islam J. (2007). One-dimensional model for biogeochemical interactions and permeability
reduction in soils during leachate permeation. Journal of Contaminant Hydrology 96: 32-47.
Sivapullaiah P.V., Sridharan A., Stalin V.K. (2000). Hydraulic conductivity of bentonite–sand mixtures,
Canadian Geotechnical Journal, 37(2), 406–413.
Stuyt L.C.P.M., Dierickx W. (2006). Design and performance of materials for subsurface drainage
systems in agriculture, Agricultural Water Management, 86, 50–59.
Stuyt, L.C.P.M., Dierickx, W., Martínez Beltrán, J., (2005). Materials for Subsurface Land Drainage
Systems. FAO Irrigation and Drainage Paper 60 Rev. 1, Rome, 183 pp.
Terzariol R.E., Abbona P.V. (1999). Determinación del potencial de colapso mediante ensayos in-situ,
XI. Pan-American Conference on Soil Mechanics and .Geotechnical Engineering, Iguazú, Vol. I, pp.
201-207.
Terzariol R.E. (2009). 40 años de estudio de los suelos loéssicos en Córdoba, Argentina, III Conferencia
Sudamericana de Ingenieros Geotecnicos Jóvenes, Córdoba, 323-337.
Touze-Foltz N., Duquennoi C., Gaget E. (2006). Hydraulic and mechanical behavior of GCLs in contact
with leachate as part of a composite liner, Geotextiles and Geomembranes 24, 188–197.
21
Thullner M., Zeyer J., Kinzelbach W. (2002). Influence of microbial growth on hydraulic properties of
pore networks, Transport in Porous Media, 49, 99–122.
Vandevivere P. (1995). Bacterial clogging of porous media: A new modeling approach, Biofouling, 8,
281–291.
van Gulck J.F., Rowe R.K., Rittmann B.E., Cooke A.J. (2003). Predicting biogeochemical calcium
precipitation in landfill leachate collection systems, Biodegradation, 14, 331–346.
Watling H.R. (2006). The bioleaching of sulphide minerals with emphasis on copper sulphides - A
review, Hydrometallurgy, 84, 81–108.
Zeballos M.E., Redolfi E., Blundo M. (1999). Settlement generated by fluctuation in the freatic level. XI
Panamerican Conference on Soil Mechanics and Geotechnical Engineering, Foz do Iguazu, 999-105.
22