SciELO - Scientific Electronic Library Online

 
vol.65 número3Sedimentación pedemontana en las nacientes delRío Jáchal y Pampa de Gualilán, Precordillera de San JuanDeslizamientos al norte de la población deTricao Malal, noroeste del Neuquén índice de autoresíndice de materiabúsqueda de artículos
Home Pagelista alfabética de revistas  

Servicios Personalizados

Articulo

Indicadores

  • No hay articulos citadosCitado por SciELO

Links relacionados

  • En proceso de indezaciónCitado por Google
  • No hay articulos similaresSimilares en SciELO
  • En proceso de indezaciónSimilares en Google

Bookmark


Revista de la Asociación Geológica Argentina

versión On-line ISSN 1851-8249

Rev. Asoc. Geol. Argent. v.65 n.3 Buenos Aires nov. 2009

 

ARTÍCULOS

Determinación de flujo CO2 en fuentes antrópicas: sitio de disposición final municipal, Gualeguaychú, Entre Ríos

Romina Sanci, Héctor A. Ostera y Héctor O. Panarello

Instituto de Geocronología y Geología Isotópica (INGEIS-UBA-CONICET), Buenos Aires. Emails: romina@ingeis.uba.ar; ostera@ingeis.uba.ar; hector@ingeis.uba.ar

RESUMEN

Las mediciones directas de emisiones superficiales CO2 (flujos de CO2) representan una efectiva herramienta para estimar el aporte de gases efecto invernadero a la atmósfera desde fuentes individuales. En este trabajo, se presentan los primeros resultados de flujos de CO2 provenientes del sitio de disposición final municipal de residuos sólidos urbanos de Gualeguaychú, Entre Ríos. Para ello, se utilizó el método de cámaras cerradas las cuales fueron calibradas en laboratorio previo a realizar las mediciones de campo. Se realizaron tres relevamientos a distinta escala de muestreo (25, 50 y 100 m). El rango de flujos de CO2 determinado para este sitio fue de 5 a 331 g/m2 día. El análisis estadístico de los datos permitió determinar tres poblaciones que se corresponden con valores de fondo vinculados a la respiración de los suelos y valores anómalos provenientes de la biodegradación de residuos. Se calculó el CO2 liberado a la atmósfera para cada subpoblación. Las concentraciones de CO2, CH4, O2 y N2 tomados con sonda, el tiempo y la profundidad de emplazamiento de los residuos, la falta de compactación de los materiales y las características meteorológicas de lugar, indicarían que el sitio ha pasado por todas las fases principales de biodegradación de residuos. El sitio se encontraría en un estadío final. El d13C del CO2 (-34,2‰ y -17,6‰) como el carbono inorgánico disuelto (CID) total y el d13C del el agua subterránea (-12‰ a -0,6‰) demuestran que los procesos operantes actuales oscilan entre fases iniciales de oxidación aeróbica y anaeróbica.

Palabras clave: Flujos de CO2; d13C; Sitio de disposición final

ABSTRACT: Measurement CO2 fluxes from antropic source: Municipal final disposition site, Gualeguaychú, Entre Ríos. Direct measurement of surface CO2 emissions (CO2 fluxes) represents an effective tool to estimate the contribution of greenhouse gases to atmosphere from individual sources. In this work, the authors report the first results of surface CO2 fluxes from a waste municipal final disposition site in Gualeguaychú, Entre Ríos. It was applied the accumulation chamber method which was calibrated in laboratory before the land measurements. Three surveys at different scale sample were carried out (25, 50 y 100 m). Soil CO2 fluxes range from 5 to 331 g/m2 day. Using statistical analysis three different populations were distinguished (background soil gases and anomalous values) and the total gas emissions from the site was calculated. The soil CO2, CH4, O2 and N2 concentrations, the time and depth emplacement of waste, the materials no compacted and meteorological conditions, suggest that the site had passed all waste biodegradation phases. Actually, it could be at final stage. The d13C of soil CO2 (-34,2‰ y -17,6‰) as the dissolved inorganic carbon (DIC) and the d13C of DIC (-12‰ a -0,6‰) of groundwater samples show that actual process oscillate between aerobic and anaerobic oxidation phases.

Keywords: CO2 fluxes; d13C; waste final disposition site.

INTRODUCCIÓN

El aumento en la concentración de dióxido de carbono (CO2) y con ello la de los gases efecto invernadero, provenientes de fuentes emisoras tanto naturales como antrópicas, exige el desarrollo de técnicas cuantitativas que permitan estimar el aporte anómalo de CO2 al balance global de carbono. En particular, para las emisiones superficiales de CO2 (flujo de CO2) se desarrollaron diferentes técnicas de mediciones, descriptas y comparadas por Norman et al. (2007), denominadas cámaras de dinámicas cerradas, cámaras estáticas cerradas y cámaras dinámicas abiertas. Los rellenos sanitarios son una de las fuentes generadoras de estos gases junto con metano y otros gases traza tales como compuestos orgánicos volátiles, sulfuro de hidrógeno, monóxido de carbono y amoníaco, producto de los procesos químicos, biológicos y físicos actuantes sobre los residuos sólidos domiciliarios dispuestos (Cooper et al. 1992).
La descomposición de los residuos sólidos domiciliarios depositados en los rellenos sanitarios debido a procesos físico-químicos, químicos (hidrólisis, hidratación, carbonación, oxidación) y degradación biológica causan la disolución o deterioro de los materiales, la generación de gases y producción de lixiviado (Meju 2000). En particular este trabajo está orientado al estudio de la producción de gases.
Con el objeto de estimar flujos absolutos de CO2 liberados a la atmósfera, se desarrolló, previo a los relevamientos, un método de medición que permitió calibrar la cámara utilizada en el sitio de disposición final municipal de Gualeguaychú, Entre Ríos. Para ello se creó en laboratorio un banco de prueba que permitió simular los procesos difusivos de CO2 a través de distintos medios porosos y controlar emisiones teóricas versus mediciones experimentales, lo que permitió determinar los factores de corrección a aplicar sobre las tasas de emisión tomadas en el campo. Los resultados obtenidos para las condiciones experimentales fijadas demostraron una desviación mejor que el 10% (Sanci et al. 2008).
En forma complementaria, se determinó la concentración de gases de la cobertura del relleno (CO2, CH4, O2 y N2) mediante sonda y análisis de cromatografía gaseosa a los efectos de evaluar la evolución del mismo. En efecto, los procesos que producen gases en los rellenos sanitarios están asociados con la fracción biodegradable de los residuos y están divididos en cuatro fases: aeróbica, anaeróbica-no metanogénica, aeróbica-metanogénica y anaeróbica, caracterizadas por las concentraciones de CO2, CH4, N2 y O2 principalmente (Farquhar 1989, Cooper et al. 1992, ATSDR 2001). A su vez, con el objeto de analizar el origen de estos gases se realizaron análisis isotópicos de d13C del CO2 extraído.
Asimismo, se evaluaron los valores del flujo de CO2 de estaciones similares muestreadas en distintas épocas del año, con el objeto de identificar variaciones estacionales. Taylor y Ramsey (2006) proponen distintas estrategias de muestreo, relacionadas con la disposición de información previa y confiable del sitio de estudio (muestreos dirigidos, no dirigidos, en etapas y de densidad variable) y con los objetivos fijados para la investigación (investigación exploratoria y/o principal). En este caso, al carecer de información generada previamente de emisiones superficiales de CO2, se planteó para la zona de estudio un muestreo no dirigido consistente en una grilla regular con un espaciamiento de 100 m con fines exploratorios y 50 m y 25m para la investigación principal. Si bien el número de estaciones de muestreo están determinadas según la superficie del terreno a evaluar (Kienbush 1986), el tratamiento estadístico de los datos permitió evaluar la importancia de la distancia de muestreo en la detección de zonas con anomalías.
A su vez, se extrajeron muestras de cinco freatímetros ubicados desde aguas arriba hasta aguas abajo del sitio municipal con el objetivo de contar con información adicional que permitiera evaluar el contenido de carbono inorgánico disuelto (CID) y su composición isotópica (13C/12C) a medida que el agua fluía a través del sitio.
El estudio de esta área forma parte de una investigación mayor que comprende zonas volcánicas activas, cuyos resultados analizados en conjunto permitirán desarrollar un proceso de cuantificación de flujos de CO2 en fuentes antropogénicas y naturales e identificar y ponderar los factores que controlan la emisión.
Este estudio se enmarca en un proyecto multidisciplinario donde se vienen realizando investigaciones geofísicas, hidroquímicas e isotópicas desde el año 2003 dentro del predio: Orgeira et al. (2004), Panarello et al. (2005), Pomposiello et al. (2005 a, b) Pomposiello et al. (2008), Prezzi et al. (2005) y Valencio et al. (2003).

UBICACIÓN Y CARACTERÍSTICAS GENERALES

El sitio municipal en estudio está localizado al sur de la ciudad de Gualeguaychú, provincia de Entre Ríos, en cercanías de la confluencia del arroyo El Cura y el río Gualeguaychú (Fig. 1). La pendiente regional, de muy bajo gradiente, es aproximadamente N-NE, hacia el Arroyo El Cura y el río citado, siendo este arroyo el colector natural de la escorrentía superficial del área (Pomposiello et al. 2008). Según los datos obtenidos para el período de 1969-2005 de la Estación Aero Gualeguaychú del Servicio Meteorológico Nacional (SMN), la cuenca de este río tiene un clima de tipo subhúmedo-húmedo con precipitaciones que alcanzan una media anual de 1.077 mm (Boujon et al. 2006). Las estaciones más lluviosas son otoño y verano, y con menores precipitaciones en invierno y primavera. Para este mismo período, la temperatura media anual es de 17,6° C y la temperatura máxima media mensual es de 28,1° C para el mes de enero y la mínima media mensual de 7,9° C en junio.

Fgi1
Figura 1:
Mapa de ubicación del sitio municipal.

El predio donde se encuentra este sitio, se utilizó inicialmente como lugar de extracción de minerales, lo que permitió utilizar esta depresión para la acumulación de residuos sólidos domiciliarios en distintos lugares. En particular, el sitio municipal en estudio se trató de un vertedero a cielo abierto en donde los residuos sólidos fueron cubiertos por el material extraído con retroexcavadora para deponerlos. Este material presenta características texturales franco limosas y una porosidad total del 61% determinada por el método gravimétrico y del 54% por el método geoeléctrico (Pomposiello et al. 2008). Los residuos no fueron reciclados previos al enterramiento y se encuentran a una profundidad que no supera los 2 m (Orgeira et al. 2004).
Al recorrer el área pudo observarse que el material con el que se cubrieron los residuos no fue compactado, ni dispuesto de forma tal que la cubierta superior los cubra totalmente. En la actualidad, en lo que hace a las prácticas de cobertura final, se utiliza ampliamente la compactación dinámica, es decir, compactar la basura para minimizar su volumen y cubrirla con una fina capa de materiales arcillosos al finalizar las operaciones del día, para que el viento no disperse el material; en la cobertura final se dispone de una capa de arcillas que oscila entre 0,3 a 1 m de espesor, sobre la que se desarrolla suelo (Meju 2000). Una cobertura eficiente provee los siguientes beneficios: encapsula la basura, reduce la formación de lixiviado, mejora la eficiencia en la colección de gases, controla los olores, reduce el ingreso de aire y reduce las emisiones superficiales (SEPA 2002).
El área de trabajo está ubicada entre las cotas 7,5 m y 12,5 m según datos de la carta topográfica del Instituto Geográfico Militar a escala 1:50.000 (Fig. 1). El sitio municipal está dividido en tres partes por dos cursos de agua de dirección norte-sur aproximadamente: entre el sector central y la parte oeste el curso de agua es permanente mientras que entre la parte central y el sector oriental (cubierto completamente por vegetación de tipo arbustiva) el curso de agua es intermitente y atraviesa una zona sin residuos donde se encuentran alineados la mayoría de los freatímetros construidos en el área.

MARCO GEOLÓGICO

Desde el punto de vista regional esta zona forma parte de la Llanura Chaco Pampeana (Russo et al. 1979). Las unidades involucradas en la zona de trabajo corresponden a las unidades geológicas Formación Salto Chico, Grupo Punta Gorda y Formación La Picada y se describen de acuerdo a Iriondo (1980) y Fili (2001).
Formación Salto Chico
(Rimoldi 1962) del Plioceno - Pleistoceno inferior: Está compuesta por arenas gruesas y finas de color amarillo y rojo, también es frecuente la gravilla y la grava, con intercalaciones de arcillas de color verde y estratos irregulares de rodados finos y gruesos. Tiene un espesor máximo de 60 m y se encuentra entre los 3,5 y 120 m de profundidad. Grupo Punta Gorda (Iriondo 1980) del Pleistoceno medio a superior: Comprende a las Formaciones Alvear y Hernandarias. En general para el este de la provincia de Entre Ríos se define la Formación Hernandarias (Reig 1956) que corresponde a una cubierta sedimentaria de tipo pampeano depositada en ambientes palustres y eólicos. La parte superior está constituida por limos, limos arenosos y arcillas castañas, pardas y rojizas con presencia de abundantes concreciones de carbonato de calcio. La parte inferior es más arcillosa con presencia de yeso en forma de cristales hojosos aislados y de color gris verdoso. Por otro lado, en las cercanías del área de estudio Guida y González (1984) encontraron evidencias geomorfológicas y estratigráficas de expansiones estuáricas vinculadas a niveles marinos relativamente elevados durante el Pleistoceno superior que están incluidas en esta formación. El espesor de la Formación Hernandarias varía entre 20 m y 40 m. Esta unidad constituye el sustrato del relleno sanitario y se encuentra entre 5 y 30 m de profundidad.
Formación La Picada
(Iriondo 1980) del Holoceno: Corresponde a los depósitos sedimentarios que forman el relleno aluvial de los ríos y arroyos de la región. Forma una terraza baja y bien desarrollada. Su composición varía de un valle a otro, dependiendo de la naturaleza de las cuencas respectivas (litología y pendientes locales). Su granulometría es en general arenosa en la sección inferior y en la superior está constituida por limo de color castaño y arcilla negra. Su espesor varía entre 1 a 3,5 metros.

MATERIALES Y MÉTODOS

Emisiones superficiales

Para la investigación principal se utilizó el método dinámico de cámaras cerradas. Su desarrollo en laboratorio permitió calibrar la cámara para un rango variable de emisiones previo a los relevamientos. El método consiste en acumular el CO2 emitido desde el suelo en una cámara de base abierta de 0,26 m de alto y 0,30 m de diámetro con una superficie de 0,070 m2 y un volumen de 0,018 m3. Dicha base se encuentra sellada al momento del inicio de las mediciones y los gases acumulados son mezclados y enviados a un analizador de gas por infrarrojo (IRGA) para su registro a intervalos regulares y son reingresados a la cámara después de cada medición. La incertidumbre analítica de este instrumento es del 1%. Para el cálculo del flujo (F) se utiliza la variación de la concentración de CO2 (dC) en el tiempo (dt) y los parámetros de volumen (V) y área (A) de la cámara según la siguiente ecuación: F ~ (V/A) (dC/dt) (1)
En la campaña exploratoria, con el fin de detectar posibles emisiones superficiales de CO2 y metano, se aplicó el método de las cámaras estáticas cerradas (calibrado en laboratorio previo a las mediciones de campo), el cual consiste también en acumular el CO2 emitido desde el suelo con la misma cámara, sellada en la base, pero donde los gases son mezclados a través de la bomba y extraídos con una jeringa a intervalos regulares de tiempo. Se almacenan temporariamente en bolsas de tedlar y posteriormente se analizan con cromatografía gaseosa (GC-TDC).

Estrategia de muestreo

Con el fin de medir los flujos de CO2 en la zona de estudio, se planteó un muestreo no dirigido sobre una grilla regular con distinto espaciamiento entre las estaciones. En el primer relevamiento, realizado en marzo de 2007, se muestrearon 14 estaciones espaciadas regularmente cada 100 m. En el segundo y tercero, realizados en julio y octubre de 2007, se muestrearon 50 y 107 estaciones con un espaciamiento de 50 m y 25 m, respectivamente. El aumento en la densidad de muestreo se efectuó respetando la ubicación original de las estaciones de la primera campaña. Se tomaron valores de fondo aledaños al sitio municipal - en particular aguas arriba-, a los efectos de cuantificar el aporte de flujo de CO2 producto de la respiración de suelos a los valores obtenidos.

Gases de cobertura, isótopos estables y carbono inorgánico total

Para medir los gases de la cobertura se utilizó una sonda emplazada a 20 cm de profundidad acoplada a un sistema de bomba portátil que permitió el almacenamiento temporario de gases en bolsas de tedlar para su posterior análisis en laboratorio. Esta técnica ha sido utilizada por Ostera et al. (2006), y a su vez modificada para su utilización en análisis isotópicos (Valencio et al. 2003). Posteriormente, se determinaron en laboratorio las concentraciones de CO2, CH4, N2 y O2 mediante cromatografía gaseosa.
El CO2 extraído con sonda se precipitó en el campo como BaCO3 usando BaCl2 en medio alcalino. La medición de la relación isotópica 13C/12C se realizó por espectrometría de masas a partir del CO2 liberado por ataque con ácido fosfórico sobre el BaCO3 y purificado criogénicamente (Panarello et al. 1982). El cálculo para la muestra (m) se efectuó según la ecuación detallada a continuación (Coplen 1994), utilizando como relación isotópica estándar (std) el V-PDB (Vienna Pee Dee belemnite). dm = [(13C/12C)m - (13C/12C)std]/ (13C/ 12C)std (2) Los gases tomados con sonda y los valores de d13C del CO2 extraído, se midieron en 28 estaciones espaciadas regularme cada 50 m. en la campaña de julio de 2007. Estos puntos de muestreo coinciden geográficamente con las estaciones donde se midieron flujos de CO2.
El agua subterránea fue tomada con botellas lastradas atadas a una cuerda y fue almacenada en envases plásticos de 1000 mL, refrigerados hasta su análisis. En el laboratorio agroambiental de INGEIS se determinaron HCO3-y CO32-por titulación con H2SO4. El pH y temperatura se midieron en el campo. La relación isotópica 13C/12C se determinó según lo descrito anteriormente a partir del CID precipitado como BaCO3 en laboratorio.

Tratamiento estadístico de los datos

Los valores de flujo de CO2 fueron representados gráficamente como histogramas. Estos datos fueron log-transformados (ln) y ploteados en curvas de probabilidad acumulada. En las investigaciones geoquímicas es frecuente observar cuando se analiza un proceso determinado que la distribución de los valores experimentales obtenidos se adapta a la ley lognormal, caracterizada por una asimetría positiva (Merodio 1985). En este sentido, este tipo de distribuciones han sido informadas por otros investigadores para flujos de CO2 en rellenos sanitarios (Cardellini et al. 2003), indicando a su vez, que cambios en la pendiente de la curva de probabilidad acumulada reflejan subpoblaciones dentro del conjunto de datos.
La variabilidad espacial de los flujos de CO2 fue estimada utilizando geoestadística. En particular, el grado de dependencia espacial entre las estaciones se evaluó utilizando variogramas, en los cuales la semivarianza γ(h) fue ploteada versus distintas distancias de separación (h) entre puntos de muestreo y en donde los datos se ajustaron a un modelo (Kitanidis 1997). El modelo lineal obtenido para los datos fue realizado con el programa VARIOWIN (Eddy y Paninatier 1996). La interpolación espacial de los valores de lnflujos de CO2 (mapa de contornos) se realizó mediante kriging pero utilizando los parámetros del modelo obtenido a partir del variograma experimental de los datos. El krigeado es óptimo cuando se tiene una distribución normal, sin embargo, su optimalidad puede ser afectada si se aplica a distribuciones muy sesgadas, motivo por el cual, es conveniente realizar una transformación de los datos (Samper Calvete y Ramirez 1996). La media aritmética de cada una de las subpoblaciones se obtuvo aplicando el antilogaritmo a la media obtenida para una distribución lognormal (Arnaiz et al. 1983).

RESULTADOS

Emisiones superficiales

Los resultados exploratorios tomados en marzo reflejaron valores de flujo de CO2 que van de 25 g/m2 día a 194 g/m2 día. No fueron detectadas emisiones superficiales de metano.
Los valores obtenidos de flujo de CO2 para las 50 y 107 estaciones tomadas en julio y octubre abarcan un rango de 5 g/m2 día a 214 g/m2 día y de 31 g/m2 a 331 g/m2 día, respectivamente. Los histogramas obtenidos reflejan distribuciones sesgadas (Figs. 2a y 3a). La naturaleza lineal de las curvas de probabilidad acumulada (Figs. 2b y 3b) sugieren que los datos se ajustan a una distribución log-normal y reflejan a su vez cambios de pendiente que indican subpoblaciones dentro del conjunto. En el caso de las 50 estaciones, pueden dividirse en 2 grupos: valores coincidentes con los de fondo (menores a 10 g/m2 día), y valores anómalos (superiores a 12 g/m2 día). En el caso de las 107 estaciones, pueden dividirse en 3 grupos: valores coincidentes con los de fondo (menores a 62 g/m2 día), valores intermedios (entre 67 g/m2 día y 191 g/m2 día) y valores altos (superiores a 219 g/m2 día).

Fig2
Figura 2:
Datos de flujos de CO2 de las 50 estaciones muestreadas en julio. a) Histograma de los datos originales; b) Curva de probabilidad acumulada de los datos logtransformados.

fig3
Figura 3:
Datos de flujos de CO2 de las 107 estaciones muestreadas en octubre. a) Histograma de los datos originales; b) Curva de probabilidad acumulada de los datos logtransformados.

El rango de valores de fondo reflejado en las figuras 2b y 3b de 8 a 10 g/m2 día para el mes de julio y 24 a 62 g/m2 día para el mes de octubre, son coincidentes con los valores de flujo de CO2 medidos aguas arriba del sitio municipal, en áreas sin residuos, para respiración de suelos: 5 a 10 g/m2 día para julio y 29 a 59 g/m2 día para octubre.
Se realizaron variogramas experimentales omnidireccionales para los datos de las 50 y 107 estaciones utilizando una distancia mínima de separación entre puntos de muestreo (h) de aproximadamente 30 m. Los del primer grupo no se ajustaron a ningún modelo de variograma. Con los datos del segundo se obtuvo un modelo lineal con efecto pepita (Fig. 4) que indica una clara dependencia espacial de los datos log-transformados de flujo de CO2.

Fig4
Figura 4:
: Variograma experimental omnidireccional de los datos logtransformados (ln) para las 107 estaciones muestreadas en octubre.

La optimización del método kriging para predecir valores de una propiedad en lugares donde no se tomaron muestras depende de la relación espacial encontrada entre los puntos de muestreo relevados (Spokas et al. 2003). En efecto, el mapa de contornos de los datos logtransformados de flujo de CO2 (Figura 5) se realizó teniendo en cuenta los parámetros del modelo lineal del variograma experimental obtenido. Esta interpolación muestra la distribución espacial del flujo de CO2 y permite visualizar rápidamente las zonas con anomalías. De acuerdo a las subpoblaciones determinadas en la figura 3.b), los valores de fondo corresponden a logaritmos menores a 4,2 y los flujos mayores corresponden a valores de logaritmos mayores a 5,4. En el Cuadro 1 se muestran los parámetros estadísticos de las subpoblaciones y el CO2 liberado a la atmósfera calculado teniendo en cuenta las medias aritméticas obtenidas para cada una de ellas por la respectiva superficie que ocupan.

CUADRO 1: Parámetros estadísticos de las subpoblaciones determinadas para las 107 estaciones tomadas en octubre
Cuad1

Fig5
Figura 5:
Mapa de contornos de los datos logtransformados (ln) de las 107 estaciones muestreadas en octubre realizado mediante kriging y utilizando los parámetros del modelo obtenido para el variograma experimental. Los valores de fondo corresponden a logaritmos menores a 4,2, los flujos intermedios a valores de logaritmos entre 4,2 y 5,4 y los flujos más altos a valores mayores a 5,4.

Gases de cobertura, isótopos estables y carbono inorgánico total

Las concentraciones de CO2 de los gases de la cobertura del sitio municipal presentaron valores menores al 1% hasta 10,3% en volumen. El d13C de este CO2 extraído varió entre -34,2‰ y -17,6‰. En la Figura 6, donde se representaron los datos de ambas variables, puede observarse que no existe una correlación definida entre los mismos. Se determinaron dos subáreas dentro del gráfico: una vinculada a la respiración normal de suelos, alrededor del 1% de CO2 (Welles et al. 2001), y otra que refleja valores superiores a éste que indicarían un aporte anómalo proveniente de la biodegradación de materia orgánica de los residuos. El primer grupo presenta un rango variable de d13C entre -26‰ y -18‰, y el segundo entre -18‰ a -35‰.
Con el objeto de identificar una posible vinculación geográfica entre los datos, se generaron mapas de puntos para las concentraciones de CO2 (Fig. 7) y del d13C asociado (Fig. 8). Para ello se determinaron tres rangos de valores para el CO2 (fijados en virtud de la agrupación que refleja la Figura 6: menores al 1% de CO2, entre 1 y 6% y mayores al 6%-volumen. Los rangos de valores elegidos para el d13C son dos: -30‰ a -17,6‰ y menores a -30‰ (más empobrecidos); el criterio para su selección intentó reflejar valores correspondientes al d13C del CO2 producto de la respiración de las plantas, entre -30‰ a -10‰ (Clark y Fritz 1997), e inferiores a éstos. Las figuras 7 y 8 demuestran que no existe una vinculación geográfica entre los datos de ambas variables.

Fig6
Figura 6: Valores de d13C versus las concentraciones de CO2 -

Fig7
Figura 7:
Distribución geográfica de la concentración de CO2 tomado con sonda a 20 cm de profundidad en la cobertura.

Fig8
Figura 8:
Distribución geográfica de la concentración de d13C tomado con sonda a 20 cm de profundidad en la cobertura.

Además de CO2, se determinaron las concentraciones de CH4, O2 y N2. Los resultados del primer compuesto fueron en todos los casos menores al 1%. Los valores de O2 y N2 indicaron concentraciones próximas a las atmosféricas: el rango hallado para el primero fue de 16,5% a 20,9%, y para el segundo de 70,1% a 78%.
En el Cuadro 2 se presentan los valores de pH y temperatura del agua subterránea, los niveles estáticos de los freatímetros medidos en julio de 2007, el d13C del CID y los valores de HCO3-y CO32-. En la figura 9, se graficaron los valores de CID total y su d13C.

CUADRO 2: Parámetros de los freatímetros ubicados en la zona sin basura del sitio municipal.
Cuadro2

Fig9
Figura 9:
Valores de CID total en el agua y su d13C.

Variaciones estacionales de flujo

Se tomaron los valores de flujo de CO2 de las estaciones comunes, medidas en ambos meses, y pudo observarse que el rango del mismo grupo tomado en julio varió entre 5 a 214 g/m2 día mientras que el de las mismas estaciones tomados en octubre varió entre 38 a 283 g/m2 día. A los efectos de estimar la variación, estos valores se normalizaron por el máximo valor de flujo de CO2 obtenido en las series de datos (Fig. 10).

Fig10
Figura 10:
Flujos de CO2 normalizados de estaciones similares tomadas en distintos meses (julio y octubre de 2007).

DISCUSIÓN

El análisis estadístico de los datos de flujo de CO2 permitió determinar subpoblaciones dentro del conjunto que se correspondieron con valores de fondo vinculados a la respiración de los suelos, y valores anómalos que excedieron este umbral.
En efecto, el rango de valores de fondo obtenidos en las figuras 2.b y 3.b, (8 -10) g/m2 día en julio y (24-62) g/m2 día en octubre) son coincidentes con los valores típicos de flujo de CO2 informados por otros investigadores para respiración de suelos (Winston et al. 1997; Welles et al. 2001), los cuales oscilan entre (0 y 15) µmol/ m2 s, i.e. (0 y 57) g/m2 día. Si bien, en nuestro caso, este último límite fue pequeñamente excedido, Moren y Lindroth (2000) contemplan valores mayores a los considerados normalmente y los atribuyen a factores internos y externos del suelo que influyen en la producción de CO2 tales como la actividad microbiana y la temperatura, respectivamente.
El rango de flujos de CO2 anómalos obtenidos para las campañas de marzo, julio y octubre se corresponden con los hallados por otros autores en rellenos sanitarios (Cardellini et al. 2003 UK Environmental Agency 2004). Si bien con el muestreo de 50 m entre estaciones se determinaron anomalías, no se detectó la subpoblación con valores de flujo más altos. A su vez, los resultados generados con el muestreo de 50 m entre estaciones no permitieron generar un variograma que pudiera darle peso a la interpolación de los datos (Samper Calvete y Ramírez 1996, Kitanidis 1997). Spokas et al. (2003) recomiendan tener por lo menos datos de 100 estaciones para obtener un variograma experimental que permita ajustar los datos a un modelo. De hecho, pudo generarse un variograma y un mapa de contornos utilizando kriging sólo con los datos de las 107 estaciones muestreadas cada 25 m (Figs. 4 y 5). Para este último caso, en donde los datos se correlacionaron espacialmente, fue posible determinar una media para cada subpoblación: 45 g/m2 día para los valores de fondo, 110 g/m2 día para flujos intermedios y 270 g/m2 día para los flujos más altos, como así también determinar la superficie areal que ocupa cada una de ellas (Cuadro 1): 19% de la población total 64% y 17% respectivamente. De este modo pudo calcularse el CO2 liberado a la atmósfera por cada subpoblación.
Es importante destacar que si bien existen fórmulas planteadas para calcular el número de estaciones de muestreo según la superficie de estudio (Kienbusch 1986), en nuestro caso pudo comprobarse que siguiendo estas pautas, la cantidad total de estaciones resultaba ser menor que las planteadas para la investigación principal que implicó muestrear cada 25 metros. Como se dijo anteriormente, sólo con esta última distancia de muestreo puedo obtenerse una correlación espacial entre los datos, y un mapa de contornos confiable. Las variaciones encontradas en la Figura 10 para los datos de flujos de CO2 tomados en idénticas estaciones pero en distintas épocas del año (julio y octubre de 2007) pueden ser atribuidas, entre otras cosas, a las variaciones estacionales de respiración de suelos como lo interpretan otros investigadores (Moren y Lindroth 2000, Raich y Tufekcioglu 2000). Según éstos los valores más altos de flujo están vinculados a aumentos en la temperatura del suelo. En lo que hace a la evolución de los rellenos sanitarios, durante la fase inicial de degradación orgánica dentro del sitio municipal, el oxígeno libre es consumido por oxidación aeróbica de compuestos orgánicos. Esta fase es seguida por una oxidación anaeróbica, hidrólisis y reacciones de acidificación que resultan en altos niveles de CO2, agotamiento del oxígeno, generación de hidrógeno (H2), ácidos orgánicos como el acético y un descenso del pH. Si la degradación anaeróbica continúa comienza el proceso de metanogénesis, produciendo un incremento en la generación de metano, y un decrecimiento de ácido acético y otros ácidos orgánicos que permite un aumento del pH (ATSDR 2001).
Según Hackley et al. (1996), el CO2 que se genera durante las fases iniciales de oxidación aeróbica y anaeróbica de biodegradación puede ser isotópicamente liviano y tener valores de d13C entre -35 ‰, y -10‰ similares a los de las plantas terrestres. Este ingreso de isótopos livianos puede ser superado rápidamente durante la fase de metanogénesis por la entrada de isótopos pesados del CO2 asociados a la fermentación del acetato y reducción microbiana de CO2. En efecto, durante la reducción de CO2, las bacterias utilizan preferentemente los isótopos livianos del carbono del CO2 disponible para producir CH4 empobrecido en 13C; de este modo, el CO2 residual se enriquece en ese isótopo. En ambientes cuasicerrados como los rellenos sanitarios, el d13C del CO2 es altamente afectado por las reacciones de metanogénesis. Coleman et al. (1993) reportan un rango de d13C de -61 a -42‰ en el CH4 generado en rellenos sanitarios y un d13C del CO2 asociado de +1‰ a +20‰.
Los datos del primer grupo de la Figura 6 (valores menores al 1% de CO2 y un d13C entre -26‰ y -18‰) reflejan un rango isotópico coincidente con el planteado por Clark y Fritz (1997), y con los valores de concentración de CO2 planteados por Bohn et al. (1985) para el proceso de respiración de suelos. En este sentido cabe aclarar que la composición isotópica del CO2 respirado por el suelo dependerá del contenido isotópico de las plantas de la zona y de la materia orgánica producida por su degradación. Dado que existen dos tipos de ciclos fotosintéticos (C3 y C4) que llevan a las plantas terrestres a composiciones isotópicas promedio de -27‰ y -12‰, los autores citados proponen un rango entre -30‰ y 10‰ en el CO2 respirado para distintos ensambles de dichas plantas. De acuerdo con los valores de d 13C obtenidos para este grupo, las plantas C3 predominarían en la zona de estudio.
Los resultados del segundo grupo de la Figura 6 presentan concentraciones de CO2 superiores al 1% asociadas con un rango de d13C entre -35‰ a -18‰. La heterogeneidad en la concentración de CO2 sugiere biodegradación de materia orgánica de distintos residuos que fueron enterrados sin previo reciclaje, descomposición de material vegetal, y un sistema en estado transitorio, es decir, en evolución. Si bien los valores d13C de la materia orgánica rondan en -25‰ (Rochette et al. 1999), aquí, para la generación de CO2 se presenta un rango de d13C variable.
Ahora bien, si se toma en cuenta el valor de d13C de la materia orgánica como 25‰, en el segundo grupo de la Figura 6 pueden observarse valores más enriquecidos y más empobrecidos que éste. Si se tiene en cuenta que el sitio de estudio es un sistema bifásico (agua-gas) donde el nivel freático fluctúa con las precipitaciones, el CO2 de la fase gaseosa puede ser retenido químicamente como bicarbonato por el H2O. La fijación de HCO3-puede generar un enriquecimiento de hasta el 9‰ en la fase acuosa (Mook 2000). Dependiendo de la relación de C inorgánico en ambas fases y la extensión de las mismas, y partiendo de un valor del 25‰ del CO2 de la materia orgánica, se produciría un enriquecimiento de hasta un 9‰ en la fase líquida y un empobrecimiento en los gases remanentes que podrían alcanzar valores de hasta -34‰ aproximadamente. Isótopos del C más enriquecidos que -25‰, se justificarían según lo planteado anteriormente por Hackley et al. (1996) para la biodegradación de residuos en rellenos sanitarios. Según Cooper et al. (1992) en la fase aeróbica el O2 y N2 presentan las concentraciones atmosféricas (21% y 79% aproximadamente) y a medida que el O2 se consume es reemplazado por el CO2; en la fase anaeróbica no metanogénica el CO2 generado puede llegar hasta el 50%70% mientras que en la metanogénesis el CO2 y H2 empiezan a decaer, y el metano generado puede llegar hasta el 66%-volumen.
Las concentraciones del CO2, CH4, N2 y O2 obtenidas para los gases de la cobertura tomados con sonda a 20 cm de profundidad permiten caracterizar al sitio municipal en una fase aeróbica según los autores citados y la ATSDR (2001), teniendo en cuenta que el valor más alto de concentración de CO2 fue 10,3%-volumen, y ningún valor de CH4 superó el 1%-volumen. Si bien estos valores son indicativos de la madurez de un relleno sanitario, es necesario tener en cuenta otros factores que influyan en la producción de gases, sobre todo en este caso en que el SDFM dejó de operar hace aproximadamente 9 años (Orgeira et al. 2004 Pomposiello et al. 2008). En este sentido, cabe aclarar que si bien la composición del lixiviado depende del tipo y edad del relleno, la tasa de infiltración de agua y el pH (Farquhar 1989), la cantidad de lixiviado y producción de gases en un relleno están directamente afectados por la profundidad de enterramiento de los residuos, las condiciones climáticas regionales, las variaciones del nivel freático y la práctica utilizada para realizar la cobertura final (Meju 2000, SEPA 2002).
La infiltración de agua por lluvia, la presencia del agua subterránea y otros líquidos dispuestos dentro del relleno sanitario disuelven los componentes solubles de los residuos. Cuando se excede la capacidad absorbente de los materiales alojados, se produce el lixiviado y el CO2 generado se combina con el agua formando ácido carbónico. Con altos volúmenes de agua en residuos poco o no compactados enterrados someramente, y sin una adecuada cobertura, esta capacidad de absorción puede ser alcanzada en pocos años de emplazada la basura, lo que permite una generación rápida de lixiviado (Meju 2000). Por otro lado, Cooper et al. (1992) señalan que el contenido de humedad presente en los rellenos, vinculado a las precipitaciones, es un parámetro crítico en la producción de gases: si la fase de metanogénesis está establecida, un incremento en la humedad produce un incre
mento en la producción de gases.
Según datos de la Estación Aero-Gualeguaychú durante el período 1969-2005, las precipitaciones alcanzaron un promedio anual de 1.077 mm (Boujon et al. 2006). Como puede observarse en el Cuadro 2, los niveles estáticos de los freatímetros no exceden los 2 m, siendo ésta la profundidad máxima alcanzada por los residuos enterrados en el SDFM (Orgeira et al. 2004). Asimismo, en esta tabla puede observarse que a medida que los niveles estáticos de los pozos disminuyen hacia el arroyo El Cura, aumenta la cantidad de bicarbonatos y carbonatos en agua, lo que sugiere que el CO2 generado por biodegradación es absorbido por la misma. Ahora bien, tal cual muestra la Figura 9, en donde se graficaron los valores de CID total versus el d13C del CID en el agua, a medida que aumenta el CID se produce un enriquecimiento en el d13C que no puede ser explicado por el fraccionamiento isotópico generado por disolución de calcita (Mook 2000). Los valores registrados de d13C para las aguas van de -12‰ a -0,6‰.
Mook (2000) informa un rango de d13C entre -12‰ y -15‰ para el CID en aguas subterráneas. Según Hackley et al. (1996) las variaciones observadas en el d13C del CID en este tipo de aguas, y en particular, en rellenos sanitarios, pueden ser explicadas por las diferentes fases de biodegradación que registran los residuos: en las primeras fases se registra un CO2 isotópicamente liviano que es reemplazado por un CO2 isotópicamente más pesado (a medida que avanza la biodegradación se produce enriquecimiento). La fase CO2 producida por biodegradación estaría imponiendo al CID su composición isotópica.

CONCLUSIONES

- El resultado de las mediciones de flujo de CO2 por medio del método de cámaras cerradas dinámicas en el sitio municipal de Gualeguaychú indica la existencia de tres poblaciones caracterizadas por valores de fondo atribuidos a la respiración de suelos (menores a 62 g/m2 día) y por flujos anómalos con valores intermedios (entre 67 g/m2 día y 191 g/m2 día) y valores altos (superiores a 219 g/m2 día).
- Se señala la importancia de un cuidadoso análisis del intervalo de muestreo con el fin de obtener resultados válidos en la cuantificación de los flujos.
- La composición isotópica de este CO2 demuestra que los procesos operantes reflejan fases iniciales de oxidación aeróbica y anaeróbica de biodegradación de residuos.
- Considerando las concentraciones de CO2 encontradas, el tiempo de emplazamiento de los residuos (9 años), la falta de compactación de materiales, una cubierta final impermeable, la profundidad de emplazamiento de los residuos, las características meteorológicas del lugar que favorecen el contenido de humedad (y el efecto acelerador que ello tiene en la producción de gases), se puede sugerir que mayoritariamente el sitio municipal ha pasado por todas las fases de biodegradación. Actualmente se encontraría en un estadío final. La presencia de flujos anómalos de CO2 indica que todavía existen residuos biodegradables en el sitio.
- El modelo conceptual del sitio municipal estaría representado por un sistema semicerrado que permite el ingreso cuasi permanente de oxígeno y periódico de agua, motivado por las precipitaciones y oscilaciones del nivel freático. El sistema se comportaría de manera oscilante, con pulsos de oxidación aeróbica y anaeróbica acompañados estos últimos por la generación de ácidos orgánicos y CO2 enriquecido isotópicamente. Los períodos de saturación estarían indicados por el aumento del CID total del agua subterránea de los pozos aguas abajo del SDFM, con un d13C del CID enriquecido que podría ser el resultado de dicha fase de biodegradación.

AGRADECIMIENTOS

Agradecemos a Aníbal Tricarico, Eduardo Llambías y Gabriel Giordanengo por su asistencia técnica en el campo. Este trabajo de investigación fue realizado con fondos de la Agencia Nacional de Promoción Científica y Tecnológica en el marco del proyecto PICT/02 12243 y del subsidio obtenido en el I Concurso para Doctorandos de Ciencias Geológicas organizado por el Departamento de Ciencias Geológicas de la Facultad de Ciencias Exactas y Naturales de la Universidad de Buenos Aires.

TRABAJOS CITADOS EN EL TEXTO

1. Arnaiz, M. M., Aragones, J. M. y Lopez García, L. 1983. Nociones de estadística aplicada a la hidrología. En Custodio, E. y Llamas, M.R. (eds.) Hidrología Subterránea, Ediciones Omega, 147 p., Barcelona.         [ Links ]

2. ATSDR 2001. Agency for Toxic Substances and Disease Registry U. S. Department of Health and Human Services. Landfill Gas Primer. An overview for Environmental Health Professionals. Publicado en http://www.atsdr.cdc.gov.         [ Links ]

3. Bohn, L.H., McNeal, B.L. y O'Connor, G.A. 1985. Soil Chemistry. Wiley, 341 p., New York.         [ Links ]

4. Boujon, P., Sanci, R., Stöckli, F. y Dapeña, C. 2006. Caracterización hidroquímica e isotópica de las aguas subterráneas de la ciudad de Gualeguaychú, Entre Ríos, Argentina. 8° Congreso Latinoamericano de Hidrogeología (ALSHUD), Actas en CD, Asunción.         [ Links ]

5. Cardellini, C., Chiodini, G., Frondini, F., Granieri, D., Lewicki J. y Peruzzi, L. 2003. Accumulation chamber measurement of methane fluxes: application to volcanic-geothermal areas and landfills. Applied Geochemistry 18: 45-54.         [ Links ]

6. Clark, I. D. y Fritz, M. 1997. Environmental Isotopes in Hydrogeology. Lewis Publishers, 112-113 p., New York.         [ Links ]

7. Coleman, D.D., Liu, C.L. y Hacley, K.C. y Benson, L.J. 1993. Identification of landfill methane using carbon and hydrogen isotope analysis. Proceedings of 16th International Madison Waste Conference, Municipal & Industrial Waste, Department of Engineering Professional Development, University of Wisconsin-Madison: 303-314.         [ Links ]

8. Cooper Reinhart, D., Rash, F., Seligman, D. y Keely, D. 1992. Landfill Gas Emissions. Florida Center for Solid and Hazardous Waste Management, Report #92-2: 22-23, Florida.         [ Links ]

9. Coplen, T. 1994. Reporting of stable hydrogen, carbon, and oxygen isotopic abundances. Pure & Applied Chemistry 66 (2): 273-276.         [ Links ]

10. Davidson, E.A., Belk, B. y Boone, R.D. 1998. Soil water content and temperature as independent or confounding factors controlling soil respiration in a temperate mixed hardwood forest. Global Change Biology 4: 217-227.         [ Links ]

11. Eddy, W.A. y Paninatier, Y. 1996. Variowin: Software for Spatial Data Analysis in 2-D, Springer Verlag, New York.         [ Links ]

12. Farquhar, M. 1989. Leachate: production and characterization. Canadian Journal of Civil Engineering 16: 317-325.         [ Links ]

13. Fili, M.F. 2001. Síntesis Geológica e Hidrogeológica del noroeste de la provincia de Entre Ríos - República Argentina. Boletín Geológico y Minero 112: 25-36.         [ Links ]

14. Guida, N. y González, M. 1984. Evidencias paleoestuáricas en el sudoeste de Entre Ríos, su evolución con niveles marinos relativamente elevados del Pleistoceno Superior y Holoceno. 9° Congreso Geológico Argentino, Actas 3: 577-594.         [ Links ]

15. Hackley, K.C., Liu, C.L. y Coleman, D.D. 1996. Environmental Isotope Characteristics of Landfill Leachates and Gases. Ground Water 34(5): 827-836.         [ Links ]

16. Iriondo, M. 1980. El Cuaternario de Entre Ríos. Revista Asociación Ciencias Naturales Litoral 11: 125-141.         [ Links ]

17. Kienbush, M.R. 1986. Measurement of gaseous emission rates from land surfaces using an emission isolation flux chamber. User's guide. US EPA, Office of Research and Development, EPA/600/8-86/008, Las Vegas, Nevada.         [ Links ]

18. Kitanidis, P.K. 1997. Introduction to Geostatistics. Applications in Hydrogeology. Cambridge University Press, 83 p., Cambridge.         [ Links ]

19. Meju, M.A. 2000. Geoelectrical investigation of old/abandoned, covered landfill sites in urban areas: mode development with a genetic diagnosis approach. Journal of Applied Geophysics 44: 115-150.         [ Links ]

20. Merodio, J.C. 1985. Métodos Estadísticos en Geología. Asociación Geológica Argentina, Serie B Didáctica y Complementaria 13: 230 p., Buenos Aires.         [ Links ]

21. Mook, W.G. 2000. Environmental isotopes in the hydrological cycle. Principles and applications. Introduction, Theory, Methods, Review. UNESCO/IAEA 1: 91-93 p., Viena.         [ Links ]

22. Moren, A.S. y Lindroth, L. 2000. CO2 exchange at the floor of a boreal forest. Agricultural and Forest Meteorology 101: 1-14.         [ Links ]

23. Norman, J.M., Kucharik, C.J., Gower, S.T., Baldocchi, D.D., Crill, P.M., Rayment, M., Savage K. y Striegl, R.G. 1997. A comparison of six methods for measuring soil-surface carbon dioxide fluxes. Journal of Geophysical Research 102: 28771-28777.         [ Links ]

24. Orgeira, M., Vásquez, C. y Ostera H. 2004. Relevamiento magnetométrico terrestre de los rellenos sanitarios: estudio piloto en Gualeguaychú, Entre Ríos. Revista de la Asociación Geológica Argentina 59(3): 501-505.         [ Links ]

25. Ostera, H., Cordero, R., Valencio, S., Panarello, H. y Villarosa, G. 2006. Isotope and Geochemical evidences on the evolution of landfills, Bariloche, Argentina. 5° South American Symposium on Isotope Geology, Short Papers: 454-456, Punta del Este.         [ Links ]

26. Panarello, H.O., García, C.M., Valencia, S.A., Linares, E. 1982. Determinación de la composición isotópica del carbono en carbonatos, su utilización en Hidrogeología y Geología. Revista de la Asociación Geológica Argentina 35(4): 460-466.         [ Links ]

27. Panarello, H.O., Dapeña, C., Ostera, H.A. y Stöckli, F. 2005. Caracterización química e isotópica preliminar del Basurero Municipal de Gualeguaychú, provincia de Entre Ríos, República Argentina. 4° Congreso Argentino de Hidrogeología, Actas 2: 197-205, Río Cuarto.         [ Links ]

28. Pomposiello, C., Favetto, A., Dapeña, C., Boujon, P. 2005 a. Evaluación de la pluma contaminante aplicando métodos geofísicos en el relleno de residuos domiciliarios de Gualeguaychú, Entre Ríos, Argentina. 16° Congreso Geológico Argentino, Actas 3: 673-678, La Plata.         [ Links ]

29. Pomposiello, C., Favetto, A., Boujon, P., Dapeña, C. y Ostera, A. 2005 b. Evidencias de pluma de contaminación detectadas por geofísica en el Basurero Municipal de Gualeguaychú, provincia de Entre Ríos, Argentina. 4° Congreso Hidrogeológico Argentino, Actas 1: 181-190, Río Cuarto.         [ Links ]

30. Pomposiello, C., Dapeña, C., Boujon, P., Favetto, A. y Sanci, R. 2008. Tomografías eléctricas en el Basurero Municipal Ciudad de Gualeguaychú, provincia de Entre Ríos, Argentina. 9° Congreso Latinoamericano de Hidrogeología (ALHSUD), Actas en prensa, Quito.         [ Links ]

31. Prezzi, C., Orgeira, M.J., Ostera, H. A. y Vazquez, C.A. 2005. Ground magnetic survey of a municipal solid waste landfill: pilot study in Argentina. Environmental Geology 47(7): 889-897.         [ Links ]

32. Raich, J. W. y Tufekcioglu, A. 2000. Vegetation and soil respiration: correlations and controls. Biogeochemistry 48: 71-90.         [ Links ]

33. Reig, O. 1956. Sobre la posición sistemática de "Zygolestes paranensis" Amegh. y de "Zygolestes entrerrianus" Amegh. Centro de estudiantes del doctorado en ciencias naturales de Buenos Aires. Revista Holmbergia 5(12-13): 209-226, Buenos Aires.         [ Links ]

34. Rimoldi, H. 1962. Aprovechamiento del río Uruguay en la zona de Salto Grande. Estudio geotécnico-geológico para la presa de compensación proyectada en Paso Hervidero (provincia de Entre Ríos). 1° Jornadas Geológicas Argentinas, Actas 2: 287-310, Buenos Aires.         [ Links ]

35. Rochette, P., Flanagan, L.B. y Gregorich, E.G. 1999. Separating soil respiration into plant and soil components using analyses of the natural abundance of carbon-13. Soil Science Society American Journal 63: 1207-1213.         [ Links ]

36. Russo, A., Ferello, R.E. y Chebli, G. 1979. Cuenca Chaco Pampeana. En Geología Regional Argentina, 2° Simposio de Geología Regional Argentina. Academia Nacional de Ciencias 1: 139-183, Córdoba.         [ Links ]

37. Samper Calvete, J. y Carrera Ramirez, J. 1996. Geoestadística. Aplicaciones en hidrogeología subterránea. Universitat Politécnica de Catalunya, 93-94, Barcelona.         [ Links ]

38. Sanci, R., Panarello, H.O. y Ostera, H. 2008. Assesment of soil moisture influence on CO2 flux: a laboratory experiment. Environmental Geology. DOI 10.1007/s00254-008-1522-7         [ Links ]

39. SEPA 2002. Scottish Enviroment Protection Agency. Guidance on the management of landfill gas. Publicado en http://www.sepa.org.uk         [ Links ]

40. Spokas, K. Graff, C., Morcet, M. y Aran, C. 2003. Implications of the spatial variability of landfill emission rates on geospatial analyses. Waste Management 23: 599-607.         [ Links ]

41. Taylor, P.D. y Ramsey, M.H., 2006. Sampling strategies for contamined brownfield sites. Soil Use and Management 21: 440-449.         [ Links ]

42. UK Environmental Agency 2004. Guidance on monitoring landfill gas surface emissions. Publicado en http://www.environment-agency.gov.ar.         [ Links ]

43. Valencio, S., Ostera, H. y Panarello, H. 2003. Monitoring 13C in CO2 soil gas from a landfill: first results from a case study. IV South American Symposium on isotope Geology, Short Papers 1: 128-130, Salvador.         [ Links ]

44. Welles, J.M., Demetriades-Shah, T.H. y McDermitt, D.K. 2001. Considerations for measuring ground CO2 effluxes with chambers. Chemical Geology 177: 3-13.         [ Links ]

45. Winston, G.C., Sundquist, E.T., Stephens, B.B. y Trumbore, S.E. 1997. Winter CO2 fluxes in a boreal forest. Journal Geophysical Research 102 (D24): 28795-28804.         [ Links ]

Recibido: 10 de abril, 2009
Aceptado: 22 de septiembre, 2009