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Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.1
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
1.1. INTRODUCCIÓN ......................................................................................... 2 1.2. ORIGEN DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS.............................................. 3
1.2.1. INFILTRACIÓN DE LAS PRECIPITACIONES...................................... 3 1.2.1.1. EL CICLO HIDROLÓGICO DEL AGUA ......................................... 4 1.2.1.2. EL PROCESO DE INFILTRACIÓN................................................ 6
1.2.2. INFILTRACIÓN DE LAS CORRIENTES SUPERFICIALES.................. 8 1.2.3. RECARGA PROVENIENTE DE REGADÍOS........................................ 9 1.2.4. RECARGA ARTIFICIAL ........................................................................ 9
1.3. MÉTODOS DE CARACTERIZACIÓN DE ACUÍFEROS ............................ 10 1.4. PAPEL DE LOS ACUÍFEROS EN LA REGULACIÓN DE LOS RECURSOS HÍDRICOS ............................................................................................................ 12 1.5. VENTAJAS DE LAS CAPTACIONES SUBTERRÁNEAS .......................... 13 1.6. NORMATIVA COMUNITARIA Y ESPAÑOLA SOBRE AGUAS SUBTERRÁNEAS................................................................................................. 15
1.6.1. DIRECTIVA 80/68/CEE....................................................................... 16 1.6.2. DIRECTIVA 91/676/CEE..................................................................... 23 1.6.3. DIRECTIVA 2000/60/CE (DMA).......................................................... 25 1.6.4. DIRECTIVA 2006/118/CE ................................................................... 28 1.6.5. REFLEXIÓN FINAL SOBRE LAS INDETERMINACIONES DE LA NORMATIVA VIGENTE .................................................................................... 32
1.7. PLAN DE ACCIÓN PARA UNA GESTIÓN SOSTENIBLE DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS................................................................................................. 34 1.8. INFORMACIÓN HIDROGEOLÓGICA........................................................ 42 1.9. UTILIZACIÓN TERRITORIAL DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS EN ESPAÑA ............................................................................................................... 43 1.10. ESTADO DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS EN ESPAÑA .................. 44
1.10.1. ESTADO CUANTITATIVO DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS ..... 44 1.10.2. ESTADO QUÍMICO DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS................ 46 1.10.3. CALIDAD DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS................................ 48
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.2
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
1.1. INTRODUCCIÓN
El agua infiltrada en el subsuelo se acumula a través de los poros, grietas y
fisuras de los materiales que, por su naturaleza, tienen capacidad de almacenarla y
transmitirla. Estas formaciones geológicas que contienen o han contenido agua y por
las cuales el agua puede fluir son las que, con carácter general, se denominan
acuíferos (Libro blanco de las aguas subterráneas).
Una masa de agua subterránea es un volumen claramente diferenciado de
aguas subterráneas en un acuífero o acuíferos. (Ley de Aguas, art. 40 bis.f).
MASAS DE AGUA SUBTERRÁNEA http://www.ema-formacion.com/cursos/22/pdf/Masas_de_agua_subterranea.pdf
El aprovechamiento de las descargas naturales de los acuíferos a los ríos y la
explotación mediante pozos contribuyen de manera significativa al abastecimiento
de agua potable y a atender la demanda para regadíos en numerosas zonas de
España.
La protección y la gestión sostenible de los recursos subterráneos son
aspectos prioritarios de la política de aguas en nuestro país. Un conjunto de
acciones coordinadas configura el Plan de Acción sobre aguas subterráneas.
A pesar de que existe una gran diversidad de datos, se puede decir que
España tiene una pluviosidad media anual del orden de 650 mm, lo que indica que la
lluvia caída en territorio español es del orden de 325.000 hm3/año.
De este total de agua de lluvia, se puede estimar que un 66,2% se evapora,
con lo cual sólo el 33,8% se convierte en escorrentía, del cual se considera que
20.000 hm3/año se infiltran recargando los acuíferos y convirtiéndose en escorrentía
subterránea.
Por otra parte, del total del agua consumida en España, un 80% se utiliza en
agricultura y el 20% restante cubre la demanda urbana e industrial.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.3
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
En cuanto al origen del agua utilizada, se estima que aproximadamente el
18% es de origen subterráneo. Esta agua subterránea se usa mayoritariamente en
agricultura (73%), destinándose sólo un 25% a cubrir abastecimientos urbanos e
industriales.
1.2. ORIGEN DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS 1.2.1. INFILTRACIÓN DE LAS PRECIPITACIONES
Las aguas de precipitación debidas al ciclo del agua, se originan
principalmente en la superficie de los mares, los cuales contienen aproximadamente
365 millones de km3 de agua y ocupan el 73% de la superficie de la Tierra. Por otro
lado, el aporte calorífico de la radiación solar permite convertir en vapor del orden de
2-3 l/m2·día, por lo que el agua evaporada sobre la Tierra en un día alcanza los
1·1012 m3.
La infiltración se produce en el terreno por la acción conjunta de dos fuerzas:
la gravedad y la atracción molecular, que pueden actuar en un mismo sentido o bien
en forma opuesta, según las circunstancias.
La magnitud de la infiltración y, por lo tanto, de la alimentación de las aguas
subterráneas, depende de dos factores:
• Las precipitaciones, que constituyen la fuente de origen del agua.
• Las condiciones del terreno, que son las responsables de la mayor o
menor facilidad para la infiltración del agua y que determinan finalmente la
proporción de las precipitaciones que pueden llegar a constituir una
recarga de las aguas subterráneas. En este segundo factor también deben
incluirse las condiciones geológicas del subsuelo que son las que
determinan la existencia y potencia de rellenos permeables, es decir,
determinan la capacidad del subsuelo para recibir y regular el agua
proveniente de las infiltraciones.
En la siguiente imagen se muestra el ciclo hidrológico del agua.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.4
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
1.2.1.1. El ciclo hidrológico del agua
Como se puede comprobar en el ciclo hidrológico del agua, las
precipitaciones que caen sobre la superficie de la Tierra pueden seguir distintos
caminos, que se pueden resumir en:
• Una parte de la precipitación no alcanza el suelo, de manera que es
retenida por el follaje de la vegetación. Esta fracción del agua precipitada
recibe el nombre de intercepción, y es devuelta nuevamente a la
atmósfera por evaporación.
• La parte del agua precipitada que llega al suelo se mueve a través de la
superficie en un proceso designado como infiltración.
• Si la intensidad de las precipitaciones sobrepasan la capacidad de
infiltración del terreno, se produce un movimiento de agua por su
superficie, conocido con el nombre de escorrentía superficial, cuyo
caudal en cada instante es igual a la diferencia entre la intensidad de la
precipitación y la capacidad de infiltración del suelo.
• Del agua infiltrada en el terreno, un parte vuelve por capilaridad a la
superficie donde se evapora, o bien es extraída por las raíces de las
plantas y utilizada en su proceso de transpiración.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.5
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• Del resto del agua infiltrada un parte queda destinada a completar la
“capacidad de retención” del suelo en la zona no saturada e incluso su
capacidad capilar ubicada inmediatamente sobre el nivel de saturación,
mientras el saldo continúa su descenso por acción de la gravedad
pasando a constituir lo que se ha denominado la recarga de las aguas subterráneas.
En la naturaleza estos procesos no se presentan aislados unos de otros, sino
que normalmente tienen lugar en forma simultánea y aún más, entrelazada, siendo
el caso, por ejemplo, que parte del agua infiltrada puede constituirse en escorrentía
superficial a través de afloramientos y vertientes, o bien el caso inverso, que es de
gran importancia práctica, en que se tienen recargas apreciables de las aguas
subterráneas a través de la infiltración en su lecho de corrientes superficiales.
La proporción que corresponde en definitiva a cada uno de estos caminos del
total de agua caída es muy variable de acuerdo con las condiciones climáticas,
topográficas y geológicas del lugar, siendo sumamente difícil poder precisarlas con
exactitud debido a la complejidad de todos los factores que intervienen en los
procesos.
Para un mismo lugar, la infiltración hacia las aguas subterráneas depende
fundamentalmente de la distribución de las precipitaciones. De hecho, la
infiltración que se produce para un mismo volumen de agua precipitada es muy
diferente si la lluvia cae concentrada en un lapso muy corto de tiempo o bien
distribuida en un período más o menos largo. Por ejemplo, una misma lluvia
producirá una mayor recarga de los acuíferos si cae de forma persistente durante un
cierto período de tiempo con una intensidad similar a la capacidad de infiltración del
terreno; sin embargo, si se presenta como aguaceros concentrados en tiempos
cortos, la mayor parte del agua de lluvia escurrirá superficialmente siendo la
infiltración mínima.
En general, las precipitaciones producen una mayor recarga de las aguas
subterráneas cuando tienen lugar en invierno más bien que en verano.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.6
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1.2.1.2. El proceso de infiltración
La recarga de la zona de saturación debida a la aportación de las
precipitaciones atmosféricas puede dividirse en tres etapas:
• Infiltración del agua desde la superficie al terreno que yace
inmediatamente bajo ella.
• Movimiento descendente del agua a través de la zona de aireación o no
saturada.
• Entrada del agua en la zona de saturación, donde pasa a formar parte de
las denominadas aguas subterráneas.
Evidentemente, una parte del agua que entra en la zona de aireación vuelve a
la atmósfera por evaporación y transpiración vegetal, perdiéndose así su
incorporación a la zona de saturación.
La infiltración se produce, como ya se ha comentado, por la acción combinada
de las fuerzas de gravedad y de atracción molecular. A continuación, se van a
explicar las diferentes fases del proceso de infiltración del agua en el suelo:
1. Cuando la humedad del suelo es reducida y una gota de agua de lluvia toca
la superficie del terreno, las fuerzas moleculares de éste la atraen y hacen
que se absorba rápidamente. En este proceso, el propio peso de la gota de
agua tiene una importancia totalmente secundaria.
2. A medida que la superficie del terreno va humedeciéndose más y más, el
proceso de atracción molecular va perdiendo intensidad y la infiltración
tiene lugar debido, cada vez más, a la atracción gravitatoria. Así como en la
primera fase la permeabilidad del terreno era secundaria en comparación
con el desequilibrio de humedad del suelo, en esta segunda es la
permeabilidad la que fundamentalmente determina la velocidad de
penetración del agua.
3. Cuando el suelo vegetal en un punto determinado está saturado, cualquier
nueva adición de agua que reciba su superficie descenderá por gravedad
desde el manto de evaporación (zona del suelo en la que las plantas
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.7
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extraen el agua para su sustento), ya sea directamente a la zona de
saturación o al manto intermedio de la zona de aireación. Puesto que este
manto intermedio no está afectado apreciablemente ni por la evaporación
superficial ni por la absorción de las raíces de las plantas, normalmente
retiene toda el agua que puede contener por efecto de las fuerzas de
atracción molecular. Sin embargo, la mayor parte del agua tiende a
descender más aún obedeciendo a las fuerzas de gravedad.
4. Puesto que el subsuelo en muchos puntos es menos permeable que el
propio suelo vegetal, es posible que en momentos de abundante infiltración
se retarde la filtración descendente y se cree en el mismo suelo vegetal una
zona de saturación superior temporal. Estas zonas de saturación someras y
temporales se encuentran en muchos sitios durante épocas de lluvias
prolongadas y fuertes o en la época del deshielo, especialmente a
principios de primavera. Después van quedándose exhaustas, ya sea por
filtración vertical o por infiltración hacia otras corrientes de agua e incluso,
durante la estación de crecimiento vegetal, por efecto de la absorción de las
raíces. Aunque estos mantos desaparecen rápidamente, especialmente
cuando empieza el ciclo de crecimiento vegetal, la mayor parte de la
recarga de la zona de saturación permanente, que yace bajo ellos, se
realiza generalmente durante la existencia de estas masas de agua
temporalmente colgadas.
5. El proceso según el cual el agua desciende a la zona de saturación no está
todavía completamente explicado, aunque los recientes estudios realizados
por un gran número de investigadores han contribuido en gran medida a la
solución de este problema. Cuando ocurren estos procesos de recarga
rápida que se acaban de explicar, el agua indudablemente llena la red de
intersticios y desciende como lo haría en un tubo capilar bajo una presión
hidráulica suficiente. Sin embargo, después de que los mayores caudales
de recarga han pasado a través de ellos, dejan tras de sí películas de agua
que se adhieren a las paredes de los intersticios, especialmente a las que
presentan formas angulosas. También queda agua en los intersticios o
grupos de intersticios que quedan llenos cuando las columnas capilares se
han roto bajo ellos a causa de las irregularidades en el sistema de
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.8
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intersticios interconectados. Toda esta agua está mantenida en su posición,
desde luego, por atracción molecular, pero una considerable parte de ella
sólo se mantiene temporalmente. Se ha podido comprobar que el descenso
continúa durante largo tiempo con una intensidad decreciente.
1.2.2. INFILTRACIÓN DE LAS CORRIENTES SUPERFICIALES
Este tipo de corrientes se clasifican en general en dos categorías:
• Corrientes influentes: el nivel de las aguas superficiales está por encima
de la superficie freática libre y el agua pasa desde la corriente superficial a
la zona de saturación.
• Corrientes efluentes: el nivel de las aguas superficiales está por debajo
del nivel freático y, por tanto, recibe aportaciones de agua subterránea de
los mantos de las laderas.
En algunas regiones relativamente lluviosas, casi todas las corrientes de agua
de flujo continuo o semicontinuo son efluentes. En estas regiones, la recarga tiene
lugar en las zonas existentes entre dos ríos o arroyos, de manera que las corrientes
sirven como canales de drenaje natural que descargan el exceso de caudal de los
almacenes subterráneos de agua. La recarga tiene lugar principalmente por la
penetración vertical de la lluvia y del agua de las nieves en las inmediaciones del
punto de precipitación. Sin embargo, cuando la intensidad de precipitación de lluvia
o nieve es superior a la velocidad con que puede infiltrarse el agua a través de la
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.9
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superficie del terreno, este exceso de precipitación correrá sobre la superficie en la
dirección de su máxima pendiente.
Existen otras zonas en que la mayor cantidad de precipitación de lluvia y
nieve cae sobre las montañas, mientras que los valles, muchos de los cuales
constituyen llanuras desérticas, son generalmente muy áridos. En esta región, la
mayor parte de las corrientes nace en las montañas, donde son alimentadas por
manantiales y por la fusión de la nieve y son, por tanto, influentes cuando dejan los
cañones montañosos y fluyen sobre las pendientes aluviales de gravas permeables
creadas por ellas mismas.
1.2.3. RECARGA PROVENIENTE DE REGADÍOS
El regadío aplicado a los terrenos de cultivo produce también una infiltración
de una cierta parte del agua aplicada que pasa a constituir una nueva fuente de
alimentación para las aguas subterráneas.
Del total de agua que se aplica mediante el regadío en una zona, una parte
normalmente importante se gasta en lo que se designa como “consumo
evapotranspirativo” o “tasa neta” (agua transpirada por la planta y retenida en su
tejido durante su crecimiento, más la evaporada desde la superficie del terreno), y
otra parte escurre superficialmente, mientras que el saldo resultante se infiltra hacia
las capas del subsuelo constituyendo la recarga de los acuíferos.
De acuerdo con algunos estudios realizados, puede estimarse en una primera
aproximación que esta recarga puede representar en términos medios alrededor de
un 20-30% del agua aplicada por regadío, y en algunos casos aún más.
1.2.4. RECARGA ARTIFICIAL
La recarga artificial consiste esencialmente en facilitar la infiltración de agua
superficial hacia el subsuelo en los lugares apropiados para el objeto. Aún cuando el
aprovechamiento de los volúmenes infiltrados como recursos de agua subterránea
en secciones ubicadas más hacia aguas abajo no puede ser completo, esta recarga
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.10
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se justifica si los volúmenes infiltrados no pueden tener otro aprovechamiento,
perdiéndose en caso contrario por escurrimiento hacia el mar.
Esta recarga se puede realizar mediante pozos, zanjas o bien por lagunas de
infiltración.
Las tasas de recarga deben determinarse, por lo general, por
experimentación directa en el terreno.
La recarga superficial, que se realiza por medio de canales, fosos o bien
zonas de inundación, se prefiere normalmente debido a su menor costo de
instalación y también por su mayor facilidad de operación y menores gastos de
explotación.
La recarga profunda, que se realiza por medio de pozos profundos y
galerías, se emplea cuando el acuífero por alimentar se encuentra separado de la
superficie del terreno por una o varias capas continuas poco permeables y también
cuando no es posible aplicar sistemas superficiales, como es el caso de zonas
urbanas.
1.3. MÉTODOS DE CARACTERIZACIÓN DE ACUÍFEROS
Es necesario realizar un estudio exhaustivo del acuífero que estime la
conductividad hidráulica para el cálculo posterior de la relación de contaminante en
la zona.
A continuación se muestra una lista de los diferentes tests que es posible
realizar, en orden decreciente de precisión:
• Test de larga duración (muchos días), con velocidades de bombeo
constantes.
• Test de corta duración (menos de ocho horas).
• Bail-down tests: son estudios que utilizan un único pozo de muestreo para
la determinación in situ de la conductividad hidráulica en formaciones en
las que el valor de este parámetro es bajo. Para dicha determinación se
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.11
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recupera de forma instantánea una cantidad conocida de agua desde el
pozo y se procede a la consiguiente medida en superficie.
• Slug tests: consisten en la determinación de la conductividad hidráulica,
pero en lugares en los que su valor es moderadamente elevado. La
determinación mediante este tipo de muestreos se realiza añadiendo una
cantidad conocida de agua o un sólido (un objeto cilíndrico cuyo
desplazamiento a lo largo del pozo es conocido) y, al igual que en el caso
anterior, se procede a la medida correspondiente en superficie.
• Cálculo de permeabilidad basado en el análisis de tamaño de grano.
Es necesario tener en cuenta las siguientes indicaciones a la hora de realizar
estas pruebas:
• Con suelos de arena o grava en los cuales el contaminante se extiende
cientos de metros de largo y de ancho, es preferible realizar una
extracción del agua subterránea; sin embargo, puede ser necesario
también un test de bombeo.
• En suelos sedimentarios y arcillosos, la velocidad de bombeo adecuada es
del orden de 200 l/h o incluso menores. Aunque un test de bombeo define
de forma más clara un acuífero, puede ser más efectivo económicamente
el sobredimensionar el sistema de extracción y tratamiento y retrasar el
test de bombeo hasta después de la instalación del sistema.
• El test de bombeo es probablemente necesario previamente al diseño del
sistema de extracción de agua
Es aconsejable una cuidadosa evaluación de los costes y beneficios de los
tests de bombeo, ya que si no se propone, será labor del hidrogeólogo la evaluación
de un test del acuífero que aporte datos de calidad y con la cual se justifique la
exclusión de dicho test de bombeo.
El agua descargada durante la elaboración del test de bombeo deberá ser
analizada químicamente con el fin de determinar los contaminantes y otros
parámetros que puedan afectar al sistema de tratamiento y/o a las posibles opciones
de venta posterior.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.12
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1.4. PAPEL DE LOS ACUÍFEROS EN LA REGULACIÓN DE
LOS RECURSOS HÍDRICOS
Las aguas superficiales y subterráneas pueden realizar funciones
complementarias en un sistema de recursos hidráulicos.
Los acuíferos pueden representar alternativas interesantes para el
almacenamiento de agua y ahorros económicos sustanciales en cuanto a los
sistemas de distribución de superficie. La función de un acuífero como elemento de
distribución de agua está asociada estrechamente a su papel como elemento de
almacenamiento.
• UTILIZACIÓN ALTERNATIVA
La capacidad de almacenamiento de un acuífero puede aprovecharse si se
hace más uso de los embalses o de los caudales de los ríos en los períodos
húmedos y, por el contrario, se extrae más de los acuíferos en períodos secos.
• APROVECHAMIENTO DEL ALMACENAMIENTO SUBTERRÁNEO MEDIANTE LA RECARGA ARTIFICIAL
Entendemos por recarga artificial un conjunto de técnicas que permiten,
mediante intervención programada e introducción directa o inducida de agua en un
acuífero, incrementar el grado de garantía y disponibilidad de los recursos hídricos,
así como actuar sobre su calidad.
Esta técnica pretende contribuir, siempre que técnica y económicamente sea
posible, a una gestión más racional del potencial hídrico que presenta una
determinada cuenca hidrográfica o sistema de explotación.
Los objetivos que persigue son dos:
• Aumento y optimización el volumen de los recursos hídricos.
• Prevención o corrección del deterioro de la calidad del agua.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.13
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Entre las aplicaciones más habituales de recarga artificial de acuíferos están
el almacenamiento de escorrentías superficiales no reguladas, reducción del
descenso piezométrico, mantenimiento hídrico de determinados enclaves
ecológicos, etc.
• SISTEMAS RÍO-ACUÍFERO
El retardo que se produce entre los bombeos en un acuífero y la disminución
de caudal en el río drenante, puede aprovecharse para aumentar las
disponibilidades de agua. Al bombear de forma intermitente en períodos secos en
los que la demanda de agua es mayor y menor el caudal de los ríos, una parte del
efecto del bombeo se produce en los períodos en los que es mayor el caudal de los
ríos
Las relaciones río-acuífero pueden transformarse por la explotación de las
aguas subterráneas. Así, ciertos acuíferos muy explotados, al disminuir los niveles
piezométricos, pueden cambiar su relación con el río que puede pasar de ganador a
perdedor. De esta manera, las posibilidades de almacenamiento en los acuíferos
aumentan.
1.5. VENTAJAS DE LAS CAPTACIONES SUBTERRÁNEAS
Las principales ventajas de las captaciones de aguas subterráneas por pozos,
según sus distintos tipos de uso, pueden resumirse en los siguientes puntos:
• UTILIZACIÓN COMO AGUA POTABLE:
Exige pequeñas inversiones iniciales en comparación con las de las plantas
de tratamiento de aguas superficiales.
Los problemas de abastecimiento en grandes ciudades pueden ir
solucionándose paulatinamente junto con el crecimiento del consumo sin
necesidad de abordar grandes soluciones para un futuro a largo plazo.
Las captaciones pueden ubicarse muy próximas al consumo con lo que se
economiza en conducciones.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.14
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Por lo general, no necesita un tratamiento especial, basta con realizar una
desinfección previa al consumo.
Permite solucionar problemas de abastecimiento de forma muy rápida, debido
a que el plazo que se requiere para la construcción de este tipo de obras es
muy pequeño.
En muchas zonas es el único recurso económicamente disponible.
• UTILIZACIÓN EN INDUSTRIAS:
Permite disponer de una fuente propia que la libera de depender, para la
seguridad y suficiencia del abastecimiento, de otra fuente mucho más sujeta a
variaciones como es la red de agua potable (en el caso de que exista).
Permite obtener agua de calidad para procesos industriales.
Permite ubicar la captación dentro del mismo recinto de la industria.
Para muchas industrias resulta ser el único recurso disponible.
• UTILIZACIÓN EN AGRICULTURA:
Permite solucionar problemas locales de regadío sin tener que esperar para
acogerse a las grandes soluciones propiciadas por el estado.
Las captaciones pueden ubicarse muy próximas al consumo sin que se
requieran, por lo tanto, grandes obras tanto de conducción como de
distribución interna.
Permiten disponer del agua justo en el momento que se requiera.
Utilizada como complemento de recursos superficiales existentes, puede ser
de gran valor, aún cuando sólo se haga funcionar eventualmente (incidencia
fundamental sobre seguridad de riego).
Los recursos de agua subterránea se ven poco afectados por años secos
individuales (gran capacidad de regulación).
Permite reducir las dotaciones por hectárea, ya que se tienen menos pérdidas
en la conducción y se hacen regadíos más cuidadosos. Estas economías de
agua pueden ser del orden de 30%.
En muchas zonas constituye el único recurso económicamente disponible.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.15
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Constituye una posibilidad para los agricultores de aumentar individualmente
sus recursos de agua, ya que los recursos fáciles y económicamente
utilizables en forma particular, están en su mayoría agotados.
1.6. NORMATIVA COMUNITARIA Y ESPAÑOLA SOBRE
AGUAS SUBTERRÁNEAS
Una tradicional confusión acompaña al origen de las aguas subterráneas, no
sólo en lo referente a lo divulgativo, sino también en lo relativo, en ocasiones, a la
norma jurídica. Se suele pensar que el acuífero es una masa de agua quieta bajo
tierra, en vez de considerarlo parte del engranaje del ciclo del agua. Siendo las
aguas subterráneas el recurso hídrico más importante de la Unión.
La principal norma comunitaria de protección de las aguas subterráneas es la
Directiva 80/68/CEE, relativa a la protección de las aguas subterráneas contra la contaminación causada por determinadas sustancias peligrosas,
transpuesta, al ordenamiento jurídico español, mediante la Ley de Aguas y el
Reglamento de Dominio Público Hidráulico.
Otra de las Directivas que regulan los vertidos, en este caso los vertidos
procedentes de fuentes agrarias, es la Directiva 91/676 relativa a la protección de las aguas contra la contaminación producida por nitratos utilizados en la agricultura, transpuesta al ordenamiento español mediante el Real Decreto
261/1996.
Paralelamente a estas Directivas, se aprobó la Directiva 2000/60/CE, que establece un marco comunitario de actuación en el ámbito de la política de aguas (Directiva Marco del Agua), y constituye la norma fundamental en materia de
protección del medio acuático en Europa.
Posteriormente se aprobó la Directiva 2006/118/CE, relativa a la protección de las aguas subterráneas contra la contaminación y el deterioro (DAS), que
amplia el marco de aplicación existente hasta ahora con la Directiva 80/68/CE, que
únicamente regulaba los vertidos a las aguas subterráneas frente a sustancias
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.16
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peligrosas. La transposición a nuestro marco legislativo se ha realizado a través del
Real Decreto 1514/2009, de 2 de octubre, por el que se regula la protección de las
aguas subterráneas contra la contaminación y el deterioro.
1.6.1. DIRECTIVA 80/68/CEE
La Directiva 80/68/CEE tiene por objeto prevenir la contaminación de las
aguas subterráneas por sustancias que pertenezcan a las familias y grupos de
sustancias enumeradas en las Listas I y II y reducir y eliminar, en la medida de lo
posible, las consecuencias de su contaminación actual.
Es necesario tener en cuenta que la Directiva 80/68/CEE quedará derogada
trece años después de la entrada en vigor de la Directiva 2000/60/CE, es decir, el
22/12/2013.
El MARM ha publicado un Manual de interpretación y elaboración de informes
relacionados con la Directiva 80/68/CEE que presenta un análisis de la Directiva,
destacando los aspectos de mayor importancia con vistas a cumplimentar los
cuestionarios de la Decisión 92/446/CEE.
Desde la adopción de la Directiva 80/68/CE, está vigente una normativa en
materia de protección de las aguas subterráneas frente a la contaminación por
sustancias peligrosas.
Esta Directiva proporciona un marco de protección que impide el vertido
directo de contaminantes incluidos en la Lista I y condiciona el de otros
contaminantes, los incluidos en la Lista II mediante el procedimiento de autorización
precedido de una investigación en profundidad caso por caso.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.17
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LISTA I DE FAMILIAS Y GRUPOS DE SUSTANCIAS
La lista I comprende las sustancias individuales que forman parte de las familias y grupos de
sustancias enumerados a continuación, con excepción de las sustancias que se consideren
como inadecuadas para la lista I debido a su escaso riesgo de toxicidad, de persistencia y de
bioacumulación.
Aquellas sustancias que respecto de la toxicidad, la persistencia y la bioacumulación son
adecuadas para la lista II, deberán ser clasificadas en la lista II.
• Compuestos organohalogenados
• Compuestos organofosforados
• Compuestos orgánicos de estaño
• Sustancias que posean un poder cancerígeno, mutágeno o teratógeno en el medio
acuático a través del mismo.
• Mercurio y compuestos de mercurio
• Cadmio y compuestos de cadmio
• Aceites minerales e hidrocarburos
• Cianuros
LISTA II DE FAMILIAS Y GRUPOS DE SUSTANCIAS
La lista II comprende las sustancias individuales y las categorías de sustancias que forman
parte de las familias y grupos de sustancias enumerados a continuación y que podrían tener
un efecto perjudicial en las aguas subterráneas.
• Metales y metaloides siguientes, así como sus compuestos: zinc, cobre, níquel, cromo,
plomo, selenio, arsénico, antimonio, molibdeno, titanio, estaño, bario, berilio, boro,
uranio, vanadio, cobalto, talio, telurio, plata.
• Biocidas y sus derivados que no figuren en la lista I.
• Sustancias que tengan un efecto perjudicial en el sabor y/o el olor de las aguas
subterráneas, así como los compuestos que puedan originar dichas sustancias en las
aguas, volviéndolas no aptas para el consumo humano.
• Compuestos orgánicos de silicio tóxicos o persistentes y sustancias que puedan originar
dichos compuestos en las aguas, salvo aquellos que sean biológicamente inocuos o que
se transformen rápidamente en el agua en sustancias inocuas.
• Compuestos inorgánicos de fósforo elemental
o Fluoruros
o Amoníaco y nitritos
En cuanto a la prohibición de los vertidos directos de Lista I, existe una
excepción y es el caso particular de que las aguas subterráneas sean inadecuadas
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.18
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para cualquier uso, pudiendo autorizarse el vertido si éste no constituye un problema
para los recursos del suelo.
En su artículo 2, esta Directiva, expone una serie de casos en los que no se
aplican las reglas generales y corresponde a:
• los vertidos de efluentes domésticos que provengan de las viviendas
aisladas, no conectadas a una red de alcantarillado y situadas fuera de las
zonas de protección de captación de agua destinada al consumo humano
• los vertidos respecto de los cuales la autoridad competente del estado
miembro afectado hubiere comprobado que contienen sustancias de las
listas I o II en cantidades y concentración lo suficientemente pequeñas
como para excluir cualquier riesgo de deterioro, presente o futuro, de la
calidad de las aguas subterráneas receptoras
• los vertidos de materias que contengan sustancias radiactivas
Asimismo, existe un régimen especial para los vertidos debidos a la
reinyección, en la misma capa, de aguas de uso geotérmico, de aguas extraídas de
minas y de canteras o de aguas bombeadas en determinados trabajos de ingeniería
civil, ya que pueden autorizarse previa investigación, tal y como regula en el artículo
4.
Para las recargas artificiales de las aguas subterráneas para la gestión
publica de las mismas son los Estados miembros los responsables en la decisión de
otorgamiento de la autorización, previo estudio caso por caso.
Esta Directiva también obliga al establecimiento de un procedimiento de
vigilancia en los casos específicos de autorización. Esta obligación no esta
generalizada para todas las aguas subterráneas.
La Directiva 80/68/CEE, regula un procedimiento diferente en el caso de
vertidos con sustancias peligrosas de la lista I o II. Se denominan sustancias peligrosas a las incluidas en el anexo de la Directiva.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.19
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Es necesario subrayar que estas listas son semejantes a las de aguas
superficiales (reguladas por la Directiva 76/464), la única diferencia es que en la lista
I de la Directiva 80/68 (aguas subterráneas) se incluyen los aceites minerales y
cianuros, debido al comportamiento diferente que tienen en estas aguas.
• TRANSPOSICIÓN DE LA DIRECTIVA 80/68/CEE
La Directiva 80/68 fue transpuesta al ordenamiento español mediante la Ley
29/1985 y el Real Decreto 849/1986 por el que se aprueba el Reglamento de
Dominio Público Hidráulico (RDPH).
Proceso de transposición de la Directiva 80/68/CEE
Mediante el Real Decreto 1315/1992, se modificó el Real Decreto 849/1986
para incluir algunas omisiones de la transposición de la Directiva 80/68. Las
modificaciones que se introdujeron respondían fundamentalmente a una precisión de
las distintas formas de vertido, al tratamiento diferenciado de las autorizaciones de
vertidos contaminantes directos e indirectos y de sus respectivos requisitos, así
como a la regulación especifica de las autorizaciones para recargas artificiales,
vertidos en aguas subterráneas transfronterizas y vertidos por reinyección en la
misma capa.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.20
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
El proceso de modernización y adaptación de la Ley de Aguas al nuevo
enfoque de protección europeo, se produce en el año 1999 en el que se aprobó la
Ley 46/1999, que la modificaba 46 de sus 113 artículos.
La Ley de 1985 había permitido constatar la existencia de diversos problemas
prácticos en la gestión del agua a nivel nacional, que debían resolverse, como era el
caso de la calidad de las aguas los mecanismos de protección de esta calidad.
La normativa europea imponía la articulación de mecanismos jurídicos
idóneos que garantizaran el buen estado de los bienes que integran el dominio
publico hidráulico, a través de instrumentos diversos, como podía ser, entre otros, el
establecimiento de una regulación mucho mas estricta de las autorizaciones de
vertido, para que éstas puedan constituir verdaderamente un instrumento eficaz en
la lucha contra la contaminación de las aguas continentales, o la regulación de los
caudales ecológicos como restricción general a todos los sistemas de explotación.
En la propia Ley 46/1999, se incluía como una obligación la elaboración de un
texto legislativo que refundiera todas las modificaciones de la ley 29/1985, por lo que
se aprobó en el año 2001, el Real Decreto 1/2001 por el que se aprueba el texto
refundido de la Ley de Aguas.
Este texto tenia que ser desarrollado por lo que ha supuesto la modificación
del RDPH, mediante el Real Decreto 606/2003.
Dentro del articulado de la Ley de Aguas, hay que subrayar tres artículos del
Título V (de la protección del dominio público hidráulico y la calidad de las aguas)
que regulan aspectos relacionados con la protección de las aguas subterráneas y
que se exponen a continuación.
Artículo 92c). Objetivos de protección del dominio público hidráulico:
c) Impedir la acumulación de compuestos tóxicos o peligrosos en el
subsuelo, capaces de contaminar las aguas subterráneas
Artículo 97 Actuaciones contaminantes prohibidas:
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.21
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
a) Acumular residuos sólidos, escombros o sustancias, cualquiera
que sea su naturaleza y el lugar en que se depositen, que
constituyan o puedan constituir un peligro de contaminación de las
aguas o de degradación de su entorno.
b) Efectuar acciones sobre el medio físico o biológico afecto al agua,
que constituyen o puedan constituir una degradación del mismo.
c) El ejercicio de actividades dentro de los perímetros de protección,
cuando pudieran constituir peligro de contaminación o degradación
del dominio público hidráulico.
Artículo 99 Protección de aguas subterráneas
La protección de las aguas subterráneas frente a intrusiones de
aguas salinas, de origen continental o marítimo, se realizará, entre
otras acciones, mediante la limitación de la explotación de los
acuíferos afectados y, en su caso, la redistribución espacial de las
captaciones existentes.
Además de estos artículos de protección de las aguas subterráneas, la Ley de
aguas nos define en su artículo 100 el término vertido:
Vertido: los que se realicen directa o indirectamente en las aguas
continentales así como en el resto del dominio público hidráulico,
cualquiera que sea el procedimiento o técnica utilizada.
En los artículos 257, 258 y 259 del Reglamento de Dominio Público Hidráulico
se regulan los aspectos relativos a los vertidos de sustancias peligrosas a las aguas
subterráneas.
En resumen estos artículos establecen:
• Prohibición de vertidos directos de sustancias de la relación I
• Autorización de actividades que provoquen vertidos indirectos (estudio
hidrogeológico previo)
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.22
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• Autorización de vertido directo de sustancias de la relación II
• Autorización de recargas artificiales de acuíferos
• Autorización de vertidos sin sustancias peligrosas: siguiendo el
procedimiento de autorización de vertido general
Las Listas I y II de sustancias peligrosas de la Directiva 80/68 han sido
transpuestas literalmente, mediante la relación I y II incluidas en el RDPH.
En la Ley de Aguas y su Reglamento se establece el procedimiento de
autorización de vertido, y que en el caso de vertidos los cuales las aguas puede dar
lugar a infiltración o almacenamiento de sustancias susceptibles de contaminar los
acuíferos o las aguas subterráneas, únicamente se podrá otorgar la autorización si el
estudio hidrogeológico previo demostrase su inocuidad.
El contenido de este estudio hidrogeológico que debe ser suscrito por técnico
competente ha sido reglamentado en el artículo 258 del RDPH y debe contener al
menos:
• Estudio características hidrogeológicas de la zona afectada
• Eventual poder depurador del suelo y subsuelo
• Riesgos de contaminación y de alteración de la calidad de las aguas
subterráneas por el vertido
• Determinación si el vertido es inocuo y constituye una solución adecuada
En relación con el procedimiento administrativo, se establece que el plazo de
las autorizaciones de vertido con sustancias peligrosas, se reduce a cuatro años, y
en ellas se establecen las condiciones en que deben realizarse los vertidos.
• Las instalaciones de depuración necesarias y los elementos de control de
su funcionamiento
• Limites cuantitativos y cualitativos del efluente
• Canon de control de vertido.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.23
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
1.6.2. DIRECTIVA 91/676/CEE
La Directiva 91/676 de 12 de diciembre 1991 relativa a la protección contra la
contaminación producida por nitratos procedentes de fuentes agrarias, tiene como
principales objetivos:
• Reducción progresiva de la contaminación causada por nitratos
procedentes de fuentes agrarias.
• Prevención de nuevas contaminaciones actuando preventivamente frente
a nuevos focos que puedan generarse en el futuro
Para ello establece una serie de obligaciones que los Estados miembros
deben cumplir en relación con la contaminación generada por nitratos procedentes
de fuentes agrarias y que se resumen a continuación:
• Determinación de las aguas afectadas por la contaminación con
arreglo, a unos criterios específicos determinados en la Directiva, que son
las aguas subterráneas, que presenten una concentración superior a 50
mg/l de NO3, o que puedan llegar a alcanzarla, si no se actúa
convenientemente.
• Designación de zonas vulnerables. Se definen estas zonas vulnerables
como las áreas geográficas cuya escorrentía drene hacia las aguas
afectadas y contribuya a la contaminación. Para la designación de estas
zonas se deberá realizar un control especificado en la Directiva realizando
el control de la concentración de nitratos.
• Elaboración de códigos de buenas prácticas agrarias para los agricultores.
El objetivo perseguido es reducir progresivamente la contaminación por
nitratos y establecer un nivel general de protección del medio hídrico
frente a ésta. El contenido del código o códigos de buenas prácticas
constará de una serie de medidas que los agricultores podrán poner en
práctica de forma voluntaria.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.24
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
En estos códigos de buenas prácticas agrarias se debe incluir al menos:
Períodos en que no es conveniente la aplicación de fertilizantes
Condicionantes y procedimientos en la aplicación de fertilizantes
teniendo en cuenta las características de los suelos: pendiente,
horizontes, tipología, proximidad a cursos de agua, etc.
Gestión adecuada de los fertilizantes orgánicos: diseño y
dimensionamiento de tanques de almacenamiento de estiércol evitando
filtraciones y lixiviados en las acumulaciones de estos residuos.
Los Estados miembros establecerán, cuando sea necesario, programas de
fomento de la puesta en marcha de los códigos de buenas prácticas
adoptados, mediante programas de formación e información a los
agricultores.
• Establecimiento de programas de acción para las zonas vulnerables. Con el objeto de cumplir los objetivos enumerados anteriormente se debe
llevar a cabo el establecimiento de programas de acción para las zonas
vulnerables que hayan sido designadas.
• Elaboración y ejecución de programas de control.
Estos programas de control tienen como objetivos:
Evaluar la eficacia de los programas de acción establecidos.
Designar y, modificar o ampliar, la lista de zonas vulnerables. En este
caso, los programas estarán basados en el control, durante un año, de
la concentración de nitratos en las aguas dulces con una periodicidad
de, al menos, cada cuatro años.
Los Estados miembros establecerán revisiones periódicas, al menos cada
cuatro años, con el fin de tener en cuenta los cambios surgidos desde la
designación anterior, así como la existencia de factores no previstos
inicialmente, que generen la necesidad de establecer modificaciones o
ampliaciones.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.25
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• TRANSPOSICIÓN DE LA DIRECTIVA 91/676
La transposición de esta Directiva se ha realizado mediante el Real Decreto
261/1996, sobre protección de las aguas contra la contaminación producida por
nitratos procedentes de fuentes agrarias.
Las principales aportaciones de este Real Decreto, hacen referencia a la
distribución de tareas entre las diferentes administraciones de las obligaciones de la
Directiva. El resto del articulado del Real Decreto 261/1996, mantiene el contenido
de la Directiva.
1.6.3. DIRECTIVA 2000/60/CE (DMA)
Paralelamente, a las normas de la Directiva 80/68 de aguas subterráneas, y a
la Directiva 91/676 de nitratos, el Parlamento Europeo y el Consejo elaboraron una
Directiva Marco del Agua.
La protección de las aguas subterráneas es también una constante en la
Directiva Marco del Agua, Directiva 2000/60/CE (DMA), que constituye actualmente
la norma fundamental en materia de protección del medio acuático en Europa.
Esta Directiva establece un marco legislativo para la protección de todos los
recursos hídricos, es decir aguas superficiales, subterráneas de transición y costeras
y tiene como objeto general:
• Asegurar el uso sostenible del agua. Para ello, se pretende que tanto las
aguas superficiales como subterráneas alcancen un buen estado. Se parte
del principio de unidad del ciclo hidrológico, donde la calidad del agua
superficial y de las aguas subterráneas, están directamente relacionadas,
así como de la relación que existe entre cantidad y calidad del agua.
• Aplicar el principio de “quien contamina paga”, el coste del uso del agua
recaerá sobre los usuarios directos, y no sobre los localizados aguas abajo
o generaciones futuras.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.26
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• Pretender que la Administración del agua se base en la unidad de
demarcación hidrográfica y se planifique a través del plan hidrológico de
cuenca.
Esta Directiva se basa en los principios de “quien contamina paga” y en el
principio de “precaución”, y ha supuesto unos objetivos medioambientales diferentes
integrando todos los tipos de masa de agua existentes. En el artículo 4 de la
Directiva marco se establecen los objetivos medioambientales según el tipo de masa
de agua, y en el caso de subterráneas se incluyen:
• Evitar o limitar la entrada de contaminantes en las aguas subterráneas
• Evitar el deterioro del estado de las masas de agua
• Alcanzar el buen estado en el 2015
• Invertir toda tendencia significativa y sostenida al aumento
• Alcanzar objetivos de las masas de agua protegidas
El objetivo de la Directiva marco es alcanzar el buen estado de las aguas
subterráneas, y a tal efecto instaura una labor de vigilancia (de todas las masas de
agua), así como medidas para la protección y recuperación.
A continuación se resumen las disposiciones en el ámbito de la protección de
las aguas subterráneas, que se incluyen en la Directiva marco de aguas:
• la administración coordinada de las demarcaciones hidrográficas (artículo
3);
• determinados objetivos medioambientales, en particular la cláusula de
prevención del deterioro y las disposiciones de protección y limitación
(artículo 4);
• las disposiciones relativas al análisis de las características de la
demarcación hidrográfica, al estudio del impacto ambiental de la actividad
humana y al análisis de los aspectos económicos del uso del agua
(artículo 5);
• establecimiento de un registro de zonas protegidas (artículo 6);
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.27
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• determinación de aguas utilizadas para la captación destinada al consumo
humano y establecimiento de perímetros de protección para esas masas
de agua (artículo 7);
• disposiciones en materia de seguimiento (artículo 8);
• principio de recuperación de los costes de los servicios relacionados con el
agua, incluidos los costes medioambientales y los relativos a los recursos
(artículo 9);
• establecimiento de un programa de medidas (artículo 11);
• problemas que no puede abordar un solo Estado miembro por separado
(artículo 12);
• elaboración de un plan hidrológico para cada demarcación hidrográfica
(artículo 13);
• disposiciones sobre información y consulta públicas (artículo 14), que
deben completarse con determinadas acciones educativas en materia de
buenas prácticas medioambientales;
• disposiciones en materia de presentación de informes (artículos 15 y 18);
• proyectos futuros de medidas comunitarias (artículo 19);
• adaptaciones técnicas al progreso científico y técnico (artículo 20);
• Comité de reglamentación (artículo 21);
• derogaciones y disposiciones transitorias (artículo 22);
• disposiciones en materia de sanciones (artículo 23).
En relación con los vertidos a las aguas subterráneas, esta Directiva incluye
como una medida para alcanzar los objetivos medioambientales, la prohibición de
vertidos directos de contaminantes a las aguas subterráneas.
Sin embargo la DMA no cierra todos los aspectos relativos a la protección de
las aguas subterráneas debido a desacuerdos conceptuales, pero para no demorar
más su aprobación se pospuso completar el marco normativo con una directiva
complementaria conocida también como Directiva “hija”, que es la Directiva
2006/118/CE, relativa a la protección de las aguas subterráneas contra la
contaminación y el deterioro (DAS).
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.28
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
1.6.4. DIRECTIVA 2006/118/CE
El 12 de diciembre de 2006 se aprobó la Directiva 2006/118/CE del
Parlamento y del Consejo Europeo, relativa a la protección de las aguas subterráneas contra la contaminación y el deterioro (DAS).
Después de la Directiva Marco del Agua (DMA), esta directiva europea
complementa y desarrolla con mayor detalle su articulado en lo referente a las aguas
subterráneas. Se trata de un instrumento normativo de gran importancia, dado que
permite determinar los criterios para evaluar el buen estado de las aguas
subterráneas y las tendencias al incremento de la contaminación, además de
establecer sus puntos de inversión.
En ella se afirma que “las aguas subterráneas son el recurso hídrico más
sensible e importante de la Unión Europea y, en particular, son la fuente principal del
suministro público de agua potable”.
El objetivo de la Directiva es prevenir y luchar contra la contaminación de las
aguas subterráneas. Las medidas previstas al respecto incluyen:
• criterios para evaluar el estado químico de las aguas;
• criterios para determinar tendencias al aumento significativas y sostenidas
de concentraciones de contaminantes en las aguas subterráneas y definir
puntos de partida de inversión de dichas tendencias;
• prevención y limitación de los vertidos indirectos de contaminantes en las
aguas subterráneas (como resultado de su filtración a través del suelo o
del subsuelo).
Respecto al estado químico de las aguas subterráneas establece que las
aguas se consideran en buen estado químico si:
• la concentración medida o prevista de nitratos no supera los 50 mg/l y la
de ingredientes activos de plaguicidas, de sus metabolitos y de los
productos de reacción no supera el 0,1 µg/l (0,5 µg/l para el total de los
plaguicidas medidos);
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.29
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• la concentración de determinadas sustancias de riesgo es inferior al valor
umbral fijado por los Estados miembros; se trata, como mínimo, del
amonio, arsénico, cadmio, cloruro, plomo, mercurio, sulfatos, tricloroetileno
y tetracloroetileno;
• la concentración de cualquier otro contaminante se ajusta a la definición
de buen estado químico enunciada en el anexo V de la Directiva marco
sobre la política de aguas;
• en caso de superarse el valor correspondiente a una norma de calidad o a
un valor umbral, una investigación confirma, entre otros puntos, la falta de
riesgo significativo para el medio ambiente.
Los Estados miembros deben establecer un valor umbral para cada
contaminante detectado en sus aguas subterráneas consideradas de riesgo. Como
mínimo, los países miembros deben fijar valores umbral para el amonio, arsénico,
cadmio, cloruro, plomo, mercurio, sulfato, tricloroetileno y tetracloroetileno. Para
cada contaminante de la lista se adjuntan datos (tal como se definen en el anexo III
de la Directiva) sobre las masas de aguas subterráneas que, de acuerdo con el
análisis de sus características, presentan un riesgo, así como datos sobre la fijación
de los valores umbral. Estos valores umbral deben presentarse en los planes de
gestión de las demarcaciones hidrográficas previstas por la Directiva marco sobre la
política de aguas.
Los Estados miembros deben poner de manifiesto cualquier tendencia al
aumento significativa y sostenida de las concentraciones de contaminantes en las
aguas subterráneas. Para ello, deben elaborar un programa de vigilancia teniendo
en cuenta el anexo IV de la Directiva.
Con arreglo al anexo IV de la Directiva, los Estados miembros deben
determinar asimismo el punto de partida para invertir las tendencias al aumento. Las
inversiones de tendencia se refieren en particular a las concentraciones que afectan
a los ecosistemas acuáticos asociados, a los ecosistemas terrestres directamente
dependientes, a la salud humana o a los usos legítimos del entorno acuático.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.30
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
El programa de medidas de cada demarcación hidrográfica, elaborado en
virtud de la Directiva marco sobre la política de aguas, debe incluir la prevención de
los vertidos indirectos de todos los contaminantes, especialmente de las sustancias
peligrosas indicadas en los puntos 1 a 6 del anexo VIII de la Directiva marco sobre la
política de aguas (lista I de la Directiva 80/68/CEE), así como las sustancias
mencionadas en los puntos 7 a 9 de dicho anexo (lista II de la Directiva 80/68/CEE)
si se consideran peligrosas. Por otra parte, los contaminantes que no estén
registrados como peligrosos también deben ser objeto de medidas de limitación si
presentan un riesgo real o potencial de contaminación.
Excepto en los casos en que otra legislación comunitaria establezca normas
más estrictas, las medidas de prevención pueden excluir, entre otros puntos, las
consecuencias de los vertidos directos autorizados, los contaminantes presentes en
cantidades tan reducidas que no supongan riesgo alguno, las consecuencias de
situaciones de fuerza mayor o los contaminantes derivados de vertidos que, en
opinión de las autoridades competentes, no puedan desde un punto de vista técnico
prevenirse o limitarse sin la utilización de medidas que aumentarían los riesgos para
la salud humana o el medio ambiente, o que tendrían un coste desproporcionado.
La Directiva marco sobre la política de aguas, adoptada en octubre de 2000,
anunciaba que se adoptarían medidas para prevenir y controlar la contaminación de
las aguas subterráneas. Esta Directiva responde a dicha exigencia. Por otra parte,
en el año 2013, la Directiva marco sobre la política de aguas derogará la Directiva
80/68/CEE relativa a la protección de las aguas subterráneas contra la
contaminación causada por determinadas sustancias peligrosas. El objetivo de la
Directiva es proteger las aguas y colmar la laguna legislativa que causará la
derogación de la Directiva 80/68/CEE.
La protección de las aguas subterráneas es una prioridad de la política
medioambiental de la UE por varias razones:
• cuando están contaminadas, es más difícil limpiar las aguas subterráneas
que las aguas de superficie, y las consecuencias pueden prolongarse
durante décadas;
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.31
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• las aguas subterráneas se utilizan mucho para la captación de agua
potable, para la industria y para la agricultura, por lo que su contaminación
puede ser peligrosa para la salud humana y para el desarrollo correcto de
estas actividades;
• las aguas subterráneas constituyen el caudal de base de muchos ríos
(pueden representar hasta un 90% del caudal de algunos ríos), por lo que
pueden influir en la calidad de las aguas de superficie;
• estas aguas sirven de tampón en los períodos de sequía y son
fundamentales para conservar los humedales.
• TRANSPOSICIÓN DE LA DIRECTIVA 2006/188/CE
El Real Decreto 1514/2009, de 2 de octubre, por el que se regula la
protección de las aguas subterráneas contra la contaminación y el deterioro
incorpora a nuestro ordenamiento jurídico la Directiva 2006/188/CE. Igualmente, se
incorporan los apartados 2.3, 2.4 y 2.5 del anexo V de la Directiva 2000/60/CE,
relativos al estado químico de las aguas subterráneas, objeto también de las
disposiciones contenidas en el artículo 92 ter del texto refundido de la Ley de Aguas
y en el artículo 32 del Reglamento de la Planificación Hidrológica, aprobado
mediante el Real Decreto 907/2007, de 6 de julio.
Este RD tiene como principales objetivos prevenir o limitar la contaminación
de las aguas subterráneas y establecer los criterios y los procedimientos para
evaluar su estado químico.
Además de las disposiciones relativas al estado químico de las aguas
subterráneas, establece las medidas para determinar e invertir las tendencias
significativas y sostenidas al aumento de las concentraciones de contaminantes y
para prevenir o limitar las entradas de contaminantes en las aguas subterráneas.
Con objeto de facilitar el cumplimiento de la Directiva 2006/118/CE por parte
de los Estados miembros, la Comisión Europea ha publicado documentos guía
relativos al seguimiento del estado de las aguas subterráneas, a las entradas
directas e indirectas de contaminantes, a las aguas subterráneas en zonas
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.32
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
protegidas para la captación de agua potable y al estado de las aguas subterráneas
y evaluación de tendencias de contaminantes. En dichas guías se explican de
manera pormenorizada los criterios y procedimientos técnicos relativos a las
disposiciones contenidas en este RD.
1.6.5. REFLEXIÓN FINAL SOBRE LAS INDETERMINACIONES DE LA NORMATIVA VIGENTE
La normativa española aplicable actualmente en materia de vertidos en aguas
subterráneas (básicamente: el Texto Refundido de la Ley de Aguas, la Ley de
Prevención y Control Integrados de la Contaminación, el Reglamento de Dominio
Público Hidráulico y los Planes Hidrológicos de cuenca), contiene indeterminaciones
de la regulación que pueden dificultar su aplicación.
La Directiva 80/68/CEE, relativa a la Protección de las Aguas Subterráneas
contra la Contaminación por Sustancias Peligrosas, en cuya transposición se basó
nuestra normativa, excluye de su ámbito de aplicación algunos tipos de vertidos,
exclusiones que aunque no fueron recogidas expresamente en nuestra normativa sí
parecen aplicarse de facto, al menos alguna. Se refieren a:
• Vertidos de efluentes domésticos procedentes de viviendas aisladas, no
conectadas al alcantarillado y fuera de zonas de protección de captaciones
de agua destinada a consumo humano.
• Vertidos de los que la autoridad competente hubiera comprobado que
contienen contaminantes en cantidad y concentración suficientemente
pequeñas como para excluir cualquier riesgo de deterioro presente o
futuro de la calidad de las aguas receptoras.
• Vertidos de materias que contengan sustancias radiactivas.
Tal como queda definido en nuestra normativa, los vertidos indirectos
(vertidos al terreno) precisan presentar un estudio hidrogeológico para su
autorización cuando sean susceptibles de contaminar las aguas subterráneas
(artículo 102 del TRLA). La apreciación de dicha susceptibilidad queda a criterio
del titular del vertido, en cuyo caso debe presentar un estudio hidrogeológico junto
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.33
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
con su declaración de vertido, aunque, en defecto de su presentación, puede ser
requerido por el Organismo de cuenca (artículo 258 del RDPH).
Sería preferible objetivar en mayor medida el requerimiento de estudio
hidrogeológico, bien exigiéndolo en todas las declaraciones de vertido o, al menos,
en las que se sitúen dentro de zonas vulnerables o perímetros de protección
previamente delimitados.
La normativa exige como requisito para la autorización de un vertido su
inocuidad para las aguas subterráneas. El empleo legal de dicho término
necesitaría mayor precisión en cuanto a su significado, máxime cuando se pide que
la inocuidad se demuestre mediante un estudio. La cuestión a dilucidar es si se
admite cierto grado de autodepuración o de dilución después de que el vertido
alcanza la zona saturada, o, dicho de otro modo, si es preciso que el vertido (en
orden decreciente de exigencia):
• no ocasione alteración de la calidad del agua subterránea en el entorno
inmediato del punto de vertido, o
• no produzca deterioro, observado en la captación o surgencia más
próximas al punto de vertido, que inutilice el agua subterránea para su uso
o función medioambiental, o
• no empeore el estado de la masa de agua subterránea o implique riesgo
de que ésta no alcance los objetivos de buen estado exigidos por la DMA.
El vertido de aguas residuales es muchas veces un aspecto relativamente
poco importante del potencial contaminante de determinadas actividades, como
pueden ser, por ejemplo, las estaciones de servicio de combustibles, los depósitos
de residuos sólidos, etc. En esos casos la autorización de vertido no es suficiente
para la protección de las aguas subterráneas, sino que se hace necesario un
procedimiento de autorización medioambiental integrada.
La Ley 16/2002, de Prevención y Control Integrados de la Contaminación,
viene a corregir esta deficiencia para las actividades que quedan dentro de su
ámbito de aplicación, pero aún restan numerosas actividades potencialmente
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.34
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
contaminantes del agua subterránea para las que sería preciso habilitar fórmulas de
cooperación entre las Administraciones públicas competentes en su autorización y
control.
1.7. PLAN DE ACCIÓN PARA UNA GESTIÓN SOSTENIBLE
DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS
La Directiva Marco del Agua (DMA), se refiere a la propuesta de decisión
del Parlamento Europeo y del Consejo relativa a un programa de actuación en
materia de aguas subterráneas.
Dicha propuesta respondía a una exigencia anterior del Consejo, que
destacaba la necesidad de adoptar medidas para evitar el deterioro del recurso.
El 16 de enero de 2007 entró en vigor la Directiva 2006/118/CE sobre la protección de las aguas subterráneas contra la contaminación y el deterioro, que
establece medidas específicas en materia de prevención y control. La transposición
a la normativa española debía efectuarse antes de cumplirse dos años de su entrada
en vigor.
El nuevo escenario surgido de la aplicación de la normativa estatal y
comunitaria hace necesaria la formulación de un Plan de Acción en materia de aguas subterráneas (objeto por otra parte del artículo 29 del Plan Hidrológico
Nacional), coordinado por el Ministerio de Medio Ambiente, y Medio Rural y Marino
(MARM) para las cuencas intercomunitarias.
El Plan de Acción adapta sus líneas de actuación a los programas de medidas
incluidos en los planes hidrológicos de cuenca y propone acciones administrativas
materializadas en diversos programas que comprendan actividades de estudio,
proyecto y análisis técnicos, junto a inversiones materiales concretas. Para la
realización del Plan, previsto para el periodo 2006-2010, serán de relevancia
especial los trabajos desarrollados en el marco de la Encomienda de Gestión (EdG)
suscrita en 2007 entre el Ministerio de Medio Ambiente y el Instituto Geológico
Minero de España (IGME).
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.35
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
El Plan contiene los siguientes programas de actuación:
1. Conocimiento y control:
a) Caracterización de las masas de agua subterránea
España remitió en 2005 a la Comisión Europea una relación de las masas de
agua subterránea clasificadas en tres grupos:
• Masas en riesgo de no alcanzar, en el año 2015, los objetivos
medioambientales.
• Masas en riesgo en estudio.
• Masas sin riesgo.
La caracterización adicional de las masas en riesgo, iniciada en 2006 en el
marco de un Convenio suscrito con el IGME, concluyó en el año 2008, en el
marco de la EdG.
b) Redes de seguimiento y control del estado de las masas de agua subterránea
La adecuación de las redes piezométricas y de calidad química de las
cuencas intercomunitarias a los requisitos de la DMA es el objeto del
programa de construcción de sondeos de control, según el cual tienen que
estar operativas 1946 estaciones de seguimiento del estado cuantitativo y
1929 estaciones de seguimiento del estado químico.
El programa para el seguimiento del estado cuantitativo de las aguas subterráneas en España tiene el nivel piezométrico como único elemento de
control. El MARM, en cumplimiento de lo dispuesto en el artículo 8 y en el
Anexo V, apartado 2.2, de la Directiva 2000/60/CE (Directiva Marco del Agua,
DMA), ha definido una red de seguimiento de los niveles, cuyo objetivo es
proporcionar una apreciación fiable de la evolución del estado cuantitativo de
todas las masas de agua subterránea.
En el siguiente mapa se representa la situación de las estaciones del
programa de seguimiento del estado cuantitativo.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.36
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El MARM también ha establecido un programa para el seguimiento de la calidad química de las aguas subterráneas en España, en cumplimiento de
lo dispuesto en el artículo 8 y en el Anexo V, apartado 2.4, de la Directiva
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.37
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2000/60/CE (DMA), cuyo elemento básico es una red de estaciones de
control.
La situación de las estaciones del programa de seguimiento y control del
estado químico de las masas de agua subterránea, designadas en
cumplimiento del artículo 8 de la DMA, se presenta en el siguiente mapa.
Para el seguimiento del estado químico de las aguas subterráneas se utilizan
los siguientes subprogramas:
• CONTROL DE VIGILANCIA, que se efectúa en todas las masas de agua
subterránea, con objeto de complementar y validar el procedimiento de
evaluación del impacto, así como facilitar información para la evaluación
de las tendencias prolongadas como consecuencia de modificaciones de
las condiciones naturales y de la actividad antropogénica. Los parámetros
básicos objeto de control, en cumplimiento de la DMA (Anexo V 2.4.2.),
son los siguientes: oxígeno disuelto, pH, conductividad, nitratos y nitritos.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.38
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Esta relación se ha ampliado en el programa para incluir otros parámetros,
que figuran en la siguiente tabla.
PARÁMETROS INCLUIDOS EN EL CONTROL DE VIGILANCIA IONES MAYORITARIOS PARÁMETROS ADICIONALES METALES
Cloruros (Cl-) Sulfatos (SO4
2-) Carbonatos (CO3
2-) Bicarbonatos (HCO3
-) Calcio (Ca2+) Magnesio (Mg2+) Sodio (Na+) Potasio (K+) Sílice (SiO2)
Nitratos (NO3-)
Nitritos (NO2-)
Amonio (NH4+)
DQO Cianuros totales Fluoruros (F-)
Fe (Fe) Manganeso (Mn) Arsénico (As) Mercurio (Hg) Cadmio (Cd) Cromo (Cr) Cobre (Cu) Plomo (Pb)
• CONTROL OPERATIVO, que debe efectuarse para las masas de agua
subterránea identificadas en riesgo de no alcanzar el buen estado químico
en 2015, en los períodos comprendidos entre los programas de control de
vigilancia, con una frecuencia suficiente para detectar las repercusiones de
los factores de presión pertinentes. El objetivo de este control operativo,
además de determinar el estado químico de todas las masas o grupos de
masas de agua subterráneas respecto de las cuales se haya establecido
riesgo, es detectar la presencia de tendencias significativas y prolongadas
al aumento de la concentración de cualquier contaminante.
Los parámetros a analizar en el control operativo incluyen aquellos
contaminantes cuya presencia ha ocasionado que la masa de agua
subterránea se haya declarado en riesgo y, más concretamente, los
reseñados en el Anexo V 2.3 de la Directiva 2000/60/CE (DMA) y en los
artículos 3 y 4 de la Directiva 2006/118/CE.
• CONTROL DE ZONAS PROTEGIDAS, en las zonas protegidas
designadas, además de los controles que permitan evaluar el cumplimento
de los objetivos medioambientales establecidos en el artículo 4 en todas
las masas de agua subterránea, debe controlarse el cumplimiento de los
objetivos específicos, que hayan sido establecidos en la norma
comunitaria por la cual esa zona haya sido declarada de protección
especial.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.39
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• RED WISE-SOE: GROUNDWATER. La Agencia Europea de Medio
Ambiente (AEMA) es una red de organismos que, en el ámbito europeo,
colaboran en el suministro de la información que precisan los Estados
miembros y la Comisión Europea, con objeto de adoptar las medidas
necesarias para la protección del medio ambiente. La red WISE-SOE -
anteriormente denominada EIONET-Water es la Red Europea de
Información y Observación del Medio Ambiente de la AEMA, y dentro de
ella se encuentra la red WISE-SOE: Groundwater, que proporciona
información sobre el estado químico de las aguas subterráneas.
2. Explotación sostenible y ordenación de las extracciones:
Como resultado de la aplicación de la DMA, la figura normativa de acuífero
sobreexplotado ha sido reemplazada por la de masa de agua subterránea en mal
estado o en riesgo de no alcanzar los objetivos medioambientales. Para cada
una de dichas masas se hace preciso analizar las características de dicha
explotación y proponer actuaciones que deberán incorporarse al programa de
medidas de la demarcación.
3. Constitución y organización de Comunidades de Usuarios de Aguas Subterráneas (CUAS):
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.40
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El objeto de este programa es la elaboración de una guía metodológica sobre la
materia, y su aplicación en una zona piloto. Los trabajos se desarrollan en el
marco de un Convenio de colaboración en el que participan la Universidad
Autónoma de Madrid y la Asociación Española de Usuarios de Aguas
Subterráneas (AEUAS).
4. Protección contra la contaminación y el deterioro de la calidad:
La Directiva 2006/118/CE establece criterios para la evaluación del estado
químico de las aguas subterráneas y para la determinación e inversión de
tendencias significativas y sostenidas al aumento de la contaminación.
Como resultado de las actividades del programa se dispondrá de una guía
relativa a los aspectos básicos tratados en la Directiva y de un diagnóstico
actualizado sobre el estado de la calidad química de las masas de agua
subterránea.
5. Perímetros de protección de captaciones:
El programa está dirigido a preservar la calidad del agua subterránea en las
captaciones para abastecimiento de agua potable mediante el establecimiento de
perímetros de protección, en cuyo interior se limita o prohíbe el desarrollo de
actividades contaminantes. Se deberá proceder de acuerdo con la
Reglamentación técnico-sanitaria sobre aguas potables y con lo dispuesto en el
artículo 173 del Reglamento del Dominio Público Hidráulico.
El desarrollo de este programa cuenta con la participación de los órganos
competentes de las Comunidades Autónomas y de la Federación Española de
Municipios y Provincias.
6. Preservación de los ecosistemas acuáticos dependientes de las aguas subterráneas:
Los artículos 43, 99 bis y 111 del Texto Refundido de la Ley de Aguas (Real
Decreto legislativo 1/2001, de 20 de julio, por el que se aprueba el TRLA)
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.41
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incluyen referencias relevantes sobre el objeto de este programa, cuyo contenido
incide directamente en materias de competencia medioambiental general, que
ejercen las Comunidades Autónomas y que, como en casos similares, necesita
de un desarrollo reglamentario que delimite con nitidez y coordine los ámbitos de
decisión de las Administraciones medioambiental y del agua, en el marco de la
planificación hidrológica.
Las acciones que conforman el programa son: identificación y descripción de las
zonas húmedas dependientes de las aguas subterráneas; establecimiento de
estrategias de acción en el uso del recurso para solucionar situaciones críticas; y,
de conformidad con los resultados de los estudios y análisis anteriores, redacción
de una propuesta concreta para cada caso.
7. Utilización conjunta. Captación de aguas subterráneas en épocas de sequía:
La utilización conjunta supone la integración de los acuíferos subterráneos en los
sistemas de explotación, siendo por ello una alternativa de obligada
consideración en la planificación hidrológica. El objeto de este programa es
efectuar, en los ámbitos de planificación seleccionados, el análisis de los
recursos subterráneos disponibles para su integración en los mismos. Y muy
especialmente en aquéllos particularmente sensibles a las situaciones de
escasez de recursos y, más concretamente a los destinados al abastecimiento de
agua potable.
El programa incluye como objetivo preferente establecer en zonas
tradicionalmente afectadas por situaciones de sequía las infraestructuras
complementarias de captación de aguas subterráneas que permitan atenuar sus
efectos sobre la disponibilidad de agua para abastecimiento. Los planes
especiales de actuación en situaciones de alerta y eventual sequía serán una
referencia básica para el desarrollo del programa y condicionarán la ejecución del
mismo.
8. Recarga artificial de acuíferos:
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.42
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La utilización de esta técnica de almacenamiento de agua en acuíferos y de
incremento de disponibilidad de recursos hídricos en épocas de escasez no está
suficientemente desarrollada en España. El programa tiene como objetivo
impulsar el incremento de dicha disponibilidad, mediante la elaboración de
propuestas de los Organismos de cuenca, en función de la disponibilidad de
agua adecuada para la recarga y de la necesidad de su almacenamiento en
acuíferos.
Dichas propuestas deberán incluir los correspondientes estudios de viabilidad en
que se analicen las circunstancias hidrológicas e hidrogeológicas determinantes
del diseño de las instalaciones y se valore el coste de estas últimas y los costes
de explotación.
1.8. INFORMACIÓN HIDROGEOLÓGICA
Desde la creación de la Jefatura de Sondeos en 1927 hasta la supresión de la
Subdirección General del Servicio Geológico en 1996, la Dirección General del
Agua realizó con medios propios más de 8.000 perforaciones de
estudio/reconocimiento del terreno, la mayoría con extracción de testigo continuo.
Este sistema, utilizado prácticamente desde el comienzo de las actuaciones,
permite conocer con precisión la naturaleza del terreno atravesado y realizar
pruebas y ensayos de tipo geotécnico e hidrogeológico. El análisis de los datos
obtenidos, sus aplicaciones prácticas y las conclusiones de los estudios están
recogidos en más de 2.000 informes. Para facilitar el manejo de los datos
generados se confeccionó un modelo de ficha de sondeo que sirvió de base para la
introducción de la información en soporte informático.
Se presenta información sintetizada de 8.274 sondeos de investigación
hidrogeológica o geotécnica. La información ofrecida procede del contenido de los
distintos campos de que se compone la citada ficha, que además de los datos de
localización y determinados aspectos técnicos constructivos, contiene la descripción
(y con frecuencia, la datación) de los distintos tramos de terreno atravesados
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.43
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durante la perforación, niveles estáticos y, la existencia o no, de pruebas de
permeabilidad o de bombeo.
1.9. UTILIZACIÓN TERRITORIAL DE LAS AGUAS
SUBTERRÁNEAS EN ESPAÑA
Según el Libro blanco del Agua (2000), en España se produce una desigual
utilización territorial de las aguas subterráneas. En la actualidad, se explotan unos
5.500 hm3 anuales, con los que se atiende el 30% de los abastecimientos urbanos e
industriales y el 27% de la superficie de riego.
En el conjunto nacional destacan por una mayor utilización de las aguas
subterráneas las cuencas del Júcar y el Guadiana. De hecho, en la cuenca del
Guadiana las extracciones son, en valor medio, superiores a la recarga natural, y en
otras, como las del Sur, Segura, Júcar, Cuencas Internas de Cataluña y las Islas, la
relación entre el bombeo y la recarga alcanza valores elevados, entre el 50 y el 80%.
Existen otros ámbitos, como los del Duero, Ebro o Guadalquivir, donde, a pesar de
tener acuíferos importantes, la utilización global de las aguas subterráneas es muy
reducida.
El aprovechamiento de las aguas subterráneas lleva asociado un
descenso en los niveles de los acuíferos y en los caudales de los ríos o manantiales
a los que drenan. Si los acuíferos son pequeños este efecto puede apreciarse
transcurridos algunos meses. En el caso de acuíferos grandes, en los que la inercia
es mayor, el efecto puede tardar años en manifestarse.
Salvo excepciones planificadas y coordinadas, la explotación correcta de las
aguas subterráneas debe basarse, teniendo en cuenta su valor estratégico, en la
utilización de los recursos renovables y no en la extracción continuada de reservas,
ya que de otro modo se produce el fenómeno conocido como sobreexplotación que,
en un sentido genérico, puede interpretarse como una explotación excesiva del
acuífero, con consecuencias indeseables para sus usuarios o para terceros.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.44
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En más de un 20% de la unidades hidrogeológicas, localizadas
fundamentalmente en el sureste español, en algunas zonas del litoral Mediterráneo y
en La Mancha, la relación entre el bombeo y la recarga es mayor que la unidad, lo
que revela una utilización no sostenible del acuífero. Sin embargo, es importante
diferenciar la sobreexplotación física de la sobreexplotación jurídica, puesto que
tales conceptos no necesariamente recaen simultáneamente sobre las mismas
unidades hidrogeológicas.
La capacidad de almacenamiento de un acuífero puede aprovecharse más si
se hace uso de las aguas superficiales en los periodos húmedos y de las aguas
subterráneas en los secos. De esta manera, al utilizarlas conjuntamente, se
consigue un aumento de las disponibilidades hídricas.
1.10. ESTADO DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS EN
ESPAÑA 1.10.1. ESTADO CUANTITATIVO DE LAS AGUAS
SUBTERRÁNEAS
En el artículo 3 del Reglamento de la Planificación Hidrológica se define el
buen estado cuantitativo de la masa de agua subterránea cuando la tasa media
anual de extracción a largo plazo no rebasa los recursos disponibles de y no está
sujeta a alteraciones antropogénicas que puedan impedir alcanzar los objetivos
medioambientales para las aguas superficiales asociadas, que puedan ocasionar
perjuicios significativos a ecosistemas terrestres asociados o que puedan causar una
alteración del flujo que genere salinización u otras intrusiones.
Como resultado del estudio IMPRESS se identificaron 164 masas de agua
subterránea en riesgo de no alcanzar el buen estado cuantitativo. Recientemente se
ha realizado una revisión de la evaluación de riesgo, que eleva esta cifra a 214
masas de agua subterránea en riesgo de no alcanzar el buen estado cuantitativo.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.45
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Durante el año 2008 se efectuaron medidas en 1.401 estaciones de la red de
control piezométrico. La periodicidad de las medidas fue, en general, mensual, con
carencias derivadas de incidencias debidas a múltiples factores.
Para el seguimiento del estado cuantitativo se dispone, además de las
medidas efectuadas durante 2008, de series históricas mas o menos largas en más
de 350 piezómetros, lo que permiten una mayor amplitud en el estado y evolución
del llenado de los acuíferos que integran las masas de agua subterránea.
Según los indicadores la posición de los niveles es más alta a finales de 2008
que al inicio, en 7 de las 10 demarcaciones consideradas; en el Guadiana y en
Baleares, aunque superiores, se mantienen sensiblemente igual. Por el contrario, en
el Guadalquivir, la media de los niveles de la cuenca se encuentra, alrededor de 1 m
por debajo. Los valores positivos de las 9 demarcaciones restantes varían entre los
+0,2 m del Guadiana y Baleares y los +3,5 m del Cantábrico.
Comparando el principio y fin de 2008, se observa un porcentaje de llenado
mayor a finales de 2008 en todas las demarcaciones, salvo en la del Guadalquivir
que resulta inferior en un 15%.
Masas de agua subterránea en riesgo de no alcanzar el buen estado cuantitativo
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.46
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
1.10.2. ESTADO QUÍMICO DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS
Los problemas de calidad más importantes en las aguas subterráneas en
España derivan de las elevadas concentraciones de compuestos nitrogenados en
áreas de desarrollo agrícola, y de la presencia de cloruros y sodio procedentes de la
intrusión marina en acuíferos costeros.
La contaminación por nitratos es debida principalmente a la aplicación
inadecuada de fertilizantes, a la infiltración en estabulaciones ganaderas y en menor
medida a vertidos líquidos urbanos.
La progresión de la intrusión salina por alteración del régimen de flujo como
consecuencia del bombeo inadecuado en acuíferos costeros, o la ubicación
inadecuada de las captaciones de bombeo en este tipo de acuíferos, provoca el
avance de una cuña de agua salada tierra adentro, al disminuir el flujo de agua dulce
hacia el mar, lo que provoca graves problemas de contaminación en numerosos
acuíferos de la costa mediterránea.
A partir del estudio de estas presiones se realizó la evaluación de los
impactos, identificándose 190 masas de agua subterránea en riesgo de no alcanzar
el buen estado químico. Recientemente se ha realizado una revisión de la
evaluación de riesgo, que eleva esta cifra a 259 masas de agua subterránea en
riesgo de no alcanzar el buen estado químico.
Masas de agua subterránea en riesgo de no alcanzar el buen estado químico debido a contaminación
puntual
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.47
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Masas de agua subterránea en riesgo de no alcanzar el buen estado químico debido a intrusión
Clasificación de estaciones según el valor medio de nitratos en 2008
Clasificación de estaciones según el valor medio de cloruros en 2008
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.48
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
1.10.3. CALIDAD DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS
Como decíamos, en relación con la calidad de las aguas subterráneas en España, los principales problemas detectados son la contaminación debida a
nitratos, metales pesados y compuestos orgánicos, y la salinización.
El origen del problema de contaminación por nitratos se atribuye
principalmente a la agricultura (aplicación de fertilizantes) y a la ganadería, y afecta
de forma importante al litoral mediterráneo.
Los vertidos de efluentes derivados de actividades urbanas, mineras y,
fundamentalmente, industriales provocan la presencia de metales pesados en las
aguas subterráneas que, en ocasiones, inciden en su calidad hasta el punto de que
no resultan aptas para el consumo humano. El hierro y el manganeso son los
metales que aparecen con mayor frecuencia en contenidos que exceden los límites
permitidos.
La contaminación de las aguas subterráneas por compuestos orgánicos es
un problema cuyo alcance todavía no es bien conocido en nuestro país. El origen de
este tipo de contaminación es diverso, aunque frecuentemente está relacionado con
la utilización inadecuada de productos fitosanitarios en agricultura. En ocasiones el
problema afecta a aguas de abastecimiento a poblaciones.
La información relativa a problemas de contaminación de las aguas
subterráneas procedente de determinadas fuentes de tipo puntual está muy
dispersa y es difícilmente accesible. Tal es el caso de depósitos enterrados,
gasolineras, fugas de alcantarillado, vías de comunicación, etc.
El origen del problema de la salinización de acuíferos puede ser debido a la
influencia de los materiales por los que circula el agua (yesos o evaporitas), a la
recirculación de aguas de riego, cargadas de sales añadidas en los tratamientos
agrícolas a las que se suman las sales disueltas del suelo, o a la intrusión marina,
provocada por la invasión del agua de mar en los acuíferos costeros cuando se
realizan bombeos excesivos.
Unidad 1: Introducción a las Aguas Subterráneas 1.49
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
En el Mediterráneo oriental la intrusión marina se presenta de forma bastante
generalizada, mientras que en otros casos la contaminación salina es meramente
local y afecta a zonas concretas muy próximas a los bombeos.
Con carácter general, la conservación de la calidad de las aguas subterráneas debe regirse por el principio de prevención, evitando que se
produzca su contaminación, estableciendo los medios y normativas que limiten el
vertido incontrolado, la instalación de actividades peligrosas sin las debidas medidas
de seguridad y la aplicación indiscriminada de productos agroquímicos.
Una vez que se ha contaminado un acuífero, la recuperación de su calidad,
aunque es factible, es de gran complejidad técnica y supone un elevado coste.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.1
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
2.1. INTRODUCCIÓN.....................................................................................................2 2.2. PROBLEMÁTICA DE LA CONTAMINACIÓN DE AGUAS SUBTERRÁNEAS........3 2.3. VULNERABILIDAD Y RIESGO ...............................................................................5 2.4. VÍAS DE CONTAMINACIÓN DEL ACUÍFERO .......................................................6 2.5. CLASIFICACIÓN DE PROCESOS CONTAMINANTES..........................................7
2.5.1. CONTAMINACIÓN PUNTUAL ........................................................................8 2.5.2. CONTAMINACIÓN DIFUSA ............................................................................8
2.6. ACTIVIDADES CONTAMINANTES DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS...............8 2.6.1. FUENTES PUNTUALES .................................................................................9 2.6.2. FUENTES DIFUSAS .....................................................................................14
2.7. TIPOS DE CONTAMINANTES..............................................................................21 2.7.1. CONTAMINANTES GASEOSOS ..................................................................21 2.7.2. CONTAMINANTES SÓLIDOS.......................................................................22 2.7.3. CONTAMINANTES LÍQUIDOS .....................................................................22
2.8. MECANISMOS DE INCORPORACIÓN AL ACUÍFERO .......................................23 2.8.1. MECANISMOS DE PROPAGACIÓN A PARTIR DE LA SUPERFICIE .........23 2.8.2. MECANISMOS DE PROPAGACIÓN DESDE LA ZONA NO SATURADA....26 2.8.3. MECANISMOS DE PROPAGACIÓN ORIGINADOS EN LA ZONA SATURADA...................................................................................................................27
2.9. CONDICIONANTES DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS .............................................................................................................30
2.9.1. CONDICIONES CLIMÁTICAS.......................................................................30 2.9.2. ESPESOR DE LA ZONA NO SATURADA ....................................................31 2.9.3. CARACTERÍSTICAS HIDROGEOLÓGICAS DEL ACUÍFERO.....................31 2.9.4. VELOCIDAD DE FLUJO DEL AGUA SUBTERRÁNEA.................................31
2.10. REACCIÓN DE LOS ACUÍFEROS FRENTE A LA CONTAMINACIÓN............31 2.10.1. PROCESOS FÍSICOS ...............................................................................33 2.10.2. PROCESOS GEOQUÍMICOS ...................................................................34 2.10.3. PROCESOS BIOQUÍMICOS .....................................................................35
2.11. DISPERSIÓN HIDRODINÁMICA DE CONTAMINANTES ................................35 2.12. CONTAMINACIÓN DE ACUÍFEROS POR FASES LIQUIDAS NO MISCIBLES CON EL AGUA (NAPL) .....................................................................................................38
2.12.1. COMPORTAMIENTO EN EL SUBSUELO DE UNA LNAPL .....................38 2.12.2. COMPORTAMIENTO EN EL SUBSUELO DE UNA DNAPL.....................39
2.13. EFECTOS DE LOS LÍQUIDOS CONTAMINANTES EN LOS PARÁMETROS HIDROGEOLÓGICOS ......................................................................................................40 2.14. CONTAMINACIÓN DE CAPTACIONES DE AGUA SUBTERRÁNEA ..............41
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.2
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
2.1. INTRODUCCIÓN
La alteración del eventual equilibrio químico establecido entre el agua
subterránea y el terreno por el que circula, reflejada en la aparición de sustancias o
compuestos extraños a los que configuran la calidad natural, sirve como indicador de la actividad humana. Además, cuando esa alteración constituye un impacto
negativo en el ecosistema hídrico o afecta al potencial del recurso para su utilización
posterior, se puede hablar de contaminación.
La Ley de Aguas establece en su artículo 93 como definición de
contaminación, “la acción y el efecto de introducir materias o formas de energía o
inducir condiciones en el agua que, de modo directo o indirecto, impliquen una
alteración perjudicial de su calidad en relación con los usos posteriores o con su
función ecológica”. El concepto de contaminación queda referido, por tanto, al uso
posterior del agua o a su función ecológica.
A diferencia de lo que ocurre en las aguas superficiales, la detección de la
contaminación y la evaluación de sus efectos presenta mayores dificultades en el
caso de las aguas subterráneas, en las que la degradación de la calidad se advierte
con frecuencia cuando el proceso contaminante ha afectado a amplias zonas del
acuífero.
La adopción de medidas correctoras, de alto coste y no siempre efectivas,
se ve complicada por la complejidad de la evolución del contaminante en el terreno y
la consiguiente dificultad para establecer un diagnóstico de las relaciones causa-
efecto en dicho proceso.
No obstante, en las aguas subterráneas el poder depurador del terreno, en
especial en acuíferos detríticos con porosidad intergranular y elevado contenido en
minerales de arcilla o materia orgánica en la zona no saturada, puede atenuar o
reducir a niveles aceptables el deterioro de la calidad. Este hecho constituye un
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.3
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
factor positivo de protección natural no regulada del dominio público hidráulico y está
íntimamente ligado al concepto de vulnerabilidad.
2.2. PROBLEMÁTICA DE LA CONTAMINACIÓN DE AGUAS
SUBTERRÁNEAS
Entre la contaminación de las aguas superficiales y de las aguas subterráneas
existen grandes diferencias que hacen que la contaminación de aguas subterráneas
sea más grave:
• En la detección la contaminación de aguas superficiales es perceptible
de inmediato, con lo que las posibles medidas de corrección pueden
ponerse en marcha inmediatamente. En las aguas subterráneas, cuando
se detecta el problema, pueden haber transcurrido meses o años.
• En la solución las aguas de un río se renuevan con la rapidez de su
flujo, de modo que, anulado el origen de la contaminación, en un plazo
breve el cauce vuelve a la normalidad. En los acuíferos, como su flujo es
tan lento y los volúmenes tan grandes, se necesita mucho tiempo para que
se renueve varias veces todo el agua contenida en él, e incluso entonces
el problema persiste por las sustancias que quedaron adsorbidas en el
acuífero.
Por lo tanto, para abordar el problema de la contaminación de las aguas
subterráneas y de su protección se deben tener en cuenta unas características o
puntos clave, tales como:
• Las aguas subterráneas se encuentran, en líneas generales, mejor protegidas frente a la contaminación que las aguas superficiales. Sin
embargo, esta protección puede verse muy disminuida si, por ejemplo, se
inyectan directamente productos contaminantes por debajo de la superficie
saturada del acuífero.
• Sin embargo, una vez que un contaminante se incorpora a un flujo
subterráneo, resulta muy difícil y costoso detectar su presencia, así
como conocer su desplazamiento y evolución o detenerlo antes de su
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.4
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
llegada a pozos y sondeos de explotación. Además, en muchos casos es
casi imposible eliminar el contaminante o extraerlo de la formación
permeable en la que puede permanecer contaminando el agua durante
largos períodos de tiempo. La contaminación del agua subterránea es, en
muchos casos, un proceso muy difícilmente reversible debido a la
dificultad de regeneración del acuífero aún cuando este proceso es
económicamente viable.
• La contaminación de un acuífero suele tener lugar de manera directa sin
dilución (pozos negros, vertidos, etc.) o de manera indirecta con dilución
(lixiviado de abonos, fertilizantes, etc.).
Como consecuencia de lo anterior, es necesario considerar que la mejor
manera de eliminar los problemas que pueden provocar los contaminantes en el
agua subterránea es impedir la entrada de dichos elementos en el acuífero. Es
decir, en ese caso, como en tantos otros, es mucho mejor prevenir que curar.
El método preventivo más eficaz es una adecuada ordenación del territorio
que, en el caso concreto de las aguas subterráneas, se traduciría en la realización
de una serie de estudios geológicos, hidrológicos, hidrogeológicos, de fuentes de
contaminación, antes y durante el proceso de desarrollo agrícola, industrial y urbano
de una región, para poder recomendar los puntos o áreas más adecuados y menos
peligrosos para la puesta en práctica de actividades potencialmente contaminantes.
En orden al planteamiento de una lucha contra la contaminación del agua
subterránea se pueden establecer unos aspectos clave a considerar en cualquier
análisis de la contaminación:
• Fuentes productoras de la contaminación
• Tipos de contaminantes y sus propiedades
• Mecanismos de introducción e incorporación de los agentes
contaminantes en el medio físico
• Mecanismos de transporte y atenuación de los agentes contaminantes
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.5
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
2.3. VULNERABILIDAD Y RIESGO
La vulnerabilidad de un acuífero a la contaminación expresa la sensibilidad
de las aguas subterráneas a una alteración de la calidad originada por actividades
humanas.
Esta vulnerabilidad es función de una serie de características intrínsecas del
acuífero, referidas a la parte del terreno situada sobre la superficie piezométrica.
Estas características incluyen aspectos mineralógicos, nivel de consolidación y
figuración y grado de desarrollo del suelo vegetal.
Según esta definición, según Foster 1991, la vulnerabilidad depende de:
• La inaccesibilidad hidráulica de la zona no saturada a la penetración de
contaminantes. La zona no saturada puede constituir así una poderosa
línea de defensa natural contra la contaminación en acuíferos libres.
• La capacidad de atenuación de dicha zona como resultado de la retención
físico-química o de la reacción de los contaminantes con el terreno.
La zona no saturada puede constituir así una poderosa línea de defensa
natural contra la contaminación en acuíferos libres.
Además, el grado de afección de las aguas subterráneas como consecuencia
de un episodio contaminante está también condicionado por factores externos, unos
de origen climatológico (pluviometría, temperatura, etc.), y otros relativos a la carga
contaminante (procedimiento y lugar de penetración del contaminante y movilidad y
persistencia del contaminante).
La combinación de los factores indicados anteriormente determina el
potencial de riesgo a la contaminación de las aguas subterráneas, siempre referido
a una zona determinada.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.6
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
2.4. VÍAS DE CONTAMINACIÓN DEL ACUÍFERO
Los mecanismos de incorporación del contaminante al acuífero son de varios
tipos:
• Infiltración a través de la zona no saturada en áreas de recarga.
• Filtración de sustancias almacenadas bajo tierra o disolución de ellas por
el agua subterránea.
• Pérdidas en ríos o masas de agua superficial conectadas con el acuífero.
• Derrames o rezumes accidentales de depósitos o conducciones,
superficiales o enterrados.
• A través de captaciones desde la superficie (abandonados o mal
construidas) o desde otro acuífero.
• Inyección en sondeos y pozos.
• Intrusión en zonas próximas a aguas salinas.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.7
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Por la mayoría de estas vías, los contaminantes alcanzan la superficie freática
más superficial y posteriormente se difunden en el acuífero, siendo transportados
por el flujo subterráneo.
Asimismo, los procesos que determinan el alcance y evaluación de la
contaminación de las aguas subterráneas pueden resumirse en (Custodio y Llamas,
1976):
• Filtración mecánica de las partículas y bacterias en suspensión, acentuada
en acuíferos con porosidad intergranular y poros de pequeño tamaño y
uniformemente distribuidos.
• Oxidación-reducción, en particular de compuestos nitrogenados y metales
pesados durante su paso por la zona no saturada, en la que es más
intensa la actividad de microorganismos.
• Adsorción y absorción, que incrementan el período de permanencia del
contaminante en el terreno y, por consiguiente, la posibilidad de una
depuración mayor, favorecida por el intercambio iónico y la acción
bacteriana.
• Dilución, por mezcla de agua contaminada con agua de mejor calidad. La
capacidad de almacenamiento del acuífero condiciona en este caso el
alcance del proceso.
• Acción bioquímica, particularmente intensa en la zona no saturada.
La tipología de sustancias contaminantes puede ser muy diversa
abarcando desde iones inorgánicos simples a sustancias sintéticas orgánicas de
composición compleja.
2.5. CLASIFICACIÓN DE PROCESOS CONTAMINANTES
Se pueden distinguir dos tipos de procesos contaminantes de las aguas
subterráneas: puntual y difusa.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.8
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
2.5.1. CONTAMINACIÓN PUNTUAL
La contaminación puntual afecta a zonas muy concretas. Algunas de las
actividades que suelen provocar contaminación puntual son los lixiviados de
vertederos de residuos urbanos, industriales, pozos sépticos, depósitos de residuos
radiactivos o tóxicos mal aislados, etc.
Este tipo de contaminación es más intensa cerca del lugar donde se produce
y va disminuyen a medida que nos alejamos de ella. Asimismo, la dirección que
sigue el flujo del agua del subsuelo influye de manera importante en determinar en
qué lugares los pozos tendrán aguas contaminadas y en cuales no.
2.5.2. CONTAMINACIÓN DIFUSA
La contaminación difusa provoca contaminación dispersa en zonas amplias,
en las que no es fácil identificar el foco principal.
La contaminación difusa puede estar causada por el uso excesivo de
pesticidas y fertilizantes en la agricultura o la explotación excesiva de los acuíferos
que facilita la intrusión marina por desplazamiento de la interfase entre los dos tipos
de aguas.
Este tipo de contaminación es especialmente preocupante ya que suele
alargarse en el tiempo y afecta a zonas muy extensas.
2.6. ACTIVIDADES CONTAMINANTES DE LAS AGUAS
SUBTERRÁNEAS
El deterioro de calidad del agua subterránea que implica el hecho de la
contaminación puede ser provocado, directa o indirectamente, por las actividades
humanas, por procesos naturales o, lo que es más frecuente, por la acción
combinada de ambos factores. Nosotros estudiaremos fundamentalmente la
contaminación provocada por las actividades humanas.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.9
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Corregir la contaminación de las aguas subterráneas es prácticamente
imposible por lo que es fundamental tomar medidas para evitar que se produzca.
Entre las medidas que pueden tomarse están buscar lugares impermeables para los
basureros o escombreras, depuración previa de los vertidos, utilización cuidadosa de
fertilizantes y pesticidas así como tener especial precaución a la hora de almacenar
bajo tierra residuos peligrosos.
La contaminación de aguas subterráneas en España está provocada
principalmente por tres actividades:
• La explotación intensiva de acuíferos, especialmente en zonas costeras.
• Los vertidos incontrolados, domésticos o industriales.
• La aplicación incorrecta de fertilizantes y productos fitosanitarios, en
especial en zonas de regadío.
Aún así, existen otra serie de causas de degradación de origen
antropogénico, que se describen a continuación y que se engloban en los siguientes
grupos, según se consideren fuentes puntuales o difusas.
2.6.1. FUENTES PUNTUALES
• VERTIDOS URBANOS
En principio, la contaminación ocasionada por los vertidos afecta
fundamentalmente a las aguas superficiales, aunque debido a la infiltración, a la
posible conexión hidráulica río-acuífero y a las fugas en conducciones, se pueden
iniciar procesos contaminantes que afecten a los acuíferos subterráneos.
A pesar de los esfuerzos realizados en los últimos años en España, todavía
un gran número de municipios continúan sin depurar sus aguas residuales, y en este
sentido, la Directiva 91/271/CEE, del Consejo, de 21 de mayo de 1991, sobre el tratamiento de las aguas residuales urbanas, constituye un instrumento de
protección de gran importancia.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.10
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La eliminación de los vertidos urbanos suele realizarse a través de las redes
de alcantarillado, en las poblaciones que disponen de ellas, las cuales vierten
directamente a los cauces fluviales, en la mayoría de los casos sin un proceso previo
de tratamiento de depuración. Por otra parte, y agravando esta situación, en muchas
localidades con escasa población y en núcleos agrícolas aislados, el procedimiento
de eliminación tiene lugar a través de pozos negros, fosas sépticas, etc.
Este tipo de vertidos urbanos contiene sales minerales, materia orgánica,
restos de compuestos no biodegradables, etc., así como virus y microorganismos
fecales en general. El grado de tratamiento a que se encuentren sometidos antes de
su vertido condiciona notablemente la carga contaminante que pueden aportar.
La acción filtrante del suelo y de la zona no saturada protege, en cierta
medida, la calidad de las aguas subterráneas, eliminando bacterias patógenas que
pueden acompañar al vertido de residuos líquidos urbanos y domésticos.
Por otra parte, como consecuencia de la degradación anaerobia de la materia
orgánica, pueden aparecer malos sabores y olores en el agua de los acuíferos
contaminados. Aunque muchos compuestos orgánicos son absorbidos por el suelo,
en él se producen reacciones químicas que pueden transformar el nitrógeno
orgánico en nitratos, muy solubles, aumentando entonces el peligro de
contaminación.
Se puede concluir que el mayor riesgo directo para los acuíferos lo
constituyen las pérdidas de las redes de alcantarillado, la infiltración desde pozos
negros y fosas sépticas o el vertido directo en cauces secos, etc., y especialmente
!as prácticas de regadío (realizadas ilegalmente) con este tipo de aguas. El riesgo
aumenta, lógicamente, cuando el vertido por riego o las pérdidas se producen en
áreas hidrogeológicamente favorables a la infiltración (zonas de recarga de acuíferos
kársticos o muy permeables, etc.)
• VERTEDEROS DE RESIDUOS URBANOS (RU)
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.11
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En el pasado, la ubicación de los vertederos no se ha realizado con criterios
basados en consideraciones hidrogeológicas, y este hecho es especialmente grave
en áreas de pluviometría media o alta.
La gravedad de la contaminación provocada en estos casos depende sobre
todo de la cantidad de subproductos de descomposición de la materia orgánica
(activada por acción del agua de lluvia), tanto en medio aerobio (en el que se
produce un incremento de CO2), como en condiciones anaerobias (en las que se
produce la movilización de metales y la liberación de azufre y amonio).
El lixiviado de los vertederos de RU presenta una composición muy variable.
En general, el contenido en sólidos disueltos, dureza, concentración de Cl-, SO42-,
HCO3-, Na+, K+, Ca2+ y Mg2+ es muy elevado durante años, aunque no siempre
aparecen inmediatamente. Normalmente, el lixiviado suele ser muy reductor, y
presenta altas DQO y DBO, y altas concentraciones de NH4+, Fe2+, Mn2+ y Zn2+.
En conclusión, la contaminación del agua del acuífero puede traducirse en un
aumento de mineralización, en una elevación de su temperatura, en la aparición de
color y olor desagradable, en un elevado contenido en NH4+, Fe2+, DQO y DBO, así
como en una posible reducción de SO42-, en una ausencia de NO3
-, y un elevado
contenido en CO2, en función del pH.
Durante estos últimos años se ha estado realizando una política de sellado de
vertederos, gracias a la construcción de plantas de tratamiento de RU (incineración,
compostaje, etc.). Sin embargo, la existencia de vertederos abandonados o no
controlados (aquellos emplazamientos en los que no se garantice la estanqueidad
durante un período de tiempo prolongado), hace necesaria la realización de
inventarios que permitan definir el potencial de riesgo en cado caso.
• ACTIVIDADES INDUSTRIALES
La contaminación de las aguas subterráneas por actividades industriales
presenta dos características fundamentales. Por un lado está la inmensa variedad
de sustancias químicas (orgánicas o inorgánicas) generadas en este sector que
pueden producir contaminación. Por otro lado, esta contaminación presenta
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.12
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normalmente un carácter puntual, individualizable en función del tipo de industria de
que se trate.
Las principales fuentes de este tipo de contaminación están constituidas por
los residuos del proceso productivo eliminados a través de la atmósfera, el terreno y
las aguas superficiales o subterráneas, las pérdidas de sustancias contaminantes
durante su almacenamiento o transporte, y los accidentes en tanques, líneas de
conducción, etc.
Los vertidos líquidos pueden contener, en ocasiones, compuestos tóxicos
extremadamente peligrosos, persistentes y escasamente retenibles en la matriz
sólida del acuífero o poco degradables. En otras ocasiones se trata de aguas con
altas concentraciones en sales inocuas o con características térmicas peculiares.
El mayor riesgo de este tipo de vertidos deriva de la inyección sin el control y
emplazamiento adecuados, y del vertido en excavaciones, particularmente cuando
éstas alcanzan el nivel freático del acuífero.
Aunque resulta imposible caracterizar estos vertidos por su casi ilimitada
variedad, se pueden exponer los siguientes ejemplos:
• Las industrias de bebidas y alimentación generan vertidos líquidos con alta
DBO5, sólidos en suspensión a menudo elevados, alta alcalinidad y
concentración de materia orgánica disuelta, etc.
• Las industrias de fabricación de pesticidas e insecticidas presentan
vertidos con un alto contenido en materia orgánica, benceno, sustancias
tóxicas y restos de insecticidas y pesticidas muy tóxicos.
Además, las fugas desde conducciones, tanques de almacenamiento, etc.
presentan mayor riesgo cuando estas unidades se encuentran enterradas, puesto
que puede pasar inadvertidas un largo periodo de tiempo.
Por otra parte, los residuos sólidos suelen ser eliminados por medio de
escombreras y vertederos (generalmente no controlados) en donde se presentan,
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.13
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además de los problemas señalados en la eliminación de residuos sólidos urbanos,
los inherentes a la peligrosidad de los residuos generados en las industrias.
• DERIVADOS DEL PETRÓLEO
En los países industrializados, las fugas de productos derivados del petróleo
constituyen una amenaza creciente para la calidad de las aguas subterráneas.
Además, la contaminación provocada por estos derivados es muy diferente de
los demás tipos de contaminación, dado que estos productos son menos densos que
el agua e inmiscibles con ella.
Por esta razón, su desplazamiento en el acuífero se produce casi
exclusivamente en la zona no saturada, de manera que el petróleo (o sus derivados)
llega a estabilizarse en el límite superior de la zona saturada, por lo que podría
esperarse que su poder contaminante fuera limitado.
Por desgracia, la situación real es muy diferente debido a la significativa
solubilidad de los derivados ligeros del petróleo (20-80 mg/l para la gasolina
comercial) que sobrepasa en gran medida los niveles de concentración para los que
el agua se considera contaminada, y además provoca que estos compuestos
puedan ser transportados a grandes distancias en el acuífero.
• RESIDUOS RADIOACTIVOS
Un vertido que por sus peculiaridades ha de ser considerado aparte es el de
los residuos radiactivos, originados en la industria de la energía nuclear.
El riesgo de este tipo de residuos comienza en los primeros estados del “ciclo
del combustible nuclear” (actividades de minería, refinamiento, enriquecimiento,
utilización en reactores, reprocesado y enterramiento), y continúa durante un tiempo
que es función del periodo del radionucleido de que se trate (pudiendo llegar hasta
miles de años). Por ejemplo, el 226Ra tiene un periodo radiactivo de 1.620 años, y es
considerado el contaminante con mayor riesgo ambiental puesto que en
concentraciones de 1·10-9 mg/l transforma el agua en no potable.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.14
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El problema fundamental (aún no resuelto) que plantean los residuos
radiactivos radica en el emplazamiento final, pues requiere condiciones
hidrogeológicas muy estrictas, y con suficiente garantía a nivel mundial.
• ACTIVIDADES MINERAS
Los diferentes métodos de explotación minera (subterránea, a cielo abierto,
por disolución, por lixiviación, etc.) condicionan la posibilidad e intensidad de
contaminación de las aguas subterráneas, no sólo durante la explotación, sino por
las condiciones favorables a dicha contaminación que suelen permanecer una vez
abandonada la explotación.
Los principales residuos sólidos potencialmente contaminantes del agua
subterránea proceden de la explotación del carbón o de depósitos metálicos.
Por ejemplo, la oxidación de sulfuros dispersos en la ganga puede provocar la
formación de sulfatos, descensos de pH, movilización de Fe2+ y Mn2+, etc. Además,
se pueden producir reacciones secundarias en los lixiviados que pueden aumentar
las concentraciones de Al, Ca, Cu, Pb, Zn, U, Hg, As, etc.
Por otra parte, las escombreras, los depósitos de mineral, etc. pueden ser
considerados a la hora de evaluar los riesgos de contaminación, como vertederos
generalmente incontrolados que, como tales, amenazan de un modo u otro la
calidad de las aguas subterráneas de su entorno.
El inventario realizado por el ITGE permite disponer de información detallada
sobre la ubicación y estructura de los residuos de minería en España, así como de
las sustancias explotadas y del riesgo potencial de contaminación.
2.6.2. FUENTES DIFUSAS
• ACTIVIDADES AGRÍCOLAS
Las actividades agrícolas son consideradas como la causa antropogénica
más generalizada e importante del deterioro de la calidad del agua subterránea.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.15
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Además, la contaminación de aguas subterráneas por este tipo de actividades es
muy difícil de controlar ya que producen contaminación difusa que afecta a grandes
extensiones de terreno.
Los contaminantes potenciales más significativos en este campo son los
fertilizantes, los pesticidas e, indirectamente, las prácticas de regadío, en su aspecto
de reciclado. Otros contaminantes de menor importancia son los vertidos de
residuos animales (purines) sobre el terreno, el almacenamiento de los residuos de
las cosechas, etc.
Los principales problemas de contaminación por actividades agrícolas son:
• Utilización inadecuada de fertilizantes nitrogenados y fosforados en zonas
de riego con suelo permeable y acuíferos libres, traducida en aumentos
considerables de nitratos en el acuífero:
Los fertilizantes, especialmente los nitrogenados, son los nutrientes más
importantes desde el punto de vista de la contaminación de las aguas
subterráneas debido a su movilidad.
Generalmente, se aplican en forma de estiércol o urea [(NH2)2CO], o en
forma inorgánica, como amoniaco (NH4OH), sulfato amónico [(NH4)2SO4],
nitrato amónico (NH4NO3), carbonato amónico [(NH4)2CO3], etc.
La lixiviación de estos compuestos por el agua de lluvia o de riego
incorpora principalmente a las aguas de infiltración: NO3-, NO2
- y NH4+, los
dos últimos en cantidades inferiores al 1% del nitrógeno total lixiviado.
La concentración de nitrato en las aguas que alcanzan la zona saturada
depende, entre otros muchos factores, del contenido de nitrógeno
orgánico natural del suelo, y del tipo, cantidad y frecuencia de aplicación
del fertilizante, además de las condiciones físicas del suelo y de las
condiciones externas (pluviometría, dotación de riego, etc.)
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.16
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
En las zonas de aprovechamiento agrícola intensivo, los nitratos
constituyen un problema creciente, tanto en extensión como en intensidad
y persistencia.
Por otra parte, la utilización de fertilizantes compuestos de sulfato amónico
[(NH4)2SO4], cloruro potásico (KCl) o carbonato potásico (K2CO3), así
como de compuestos de fósforo (éstos por lo general poco móviles si no
se sobrepasa en su utilización la capacidad de fijación del suelo y no se
producen cambios de solubilidad) pueden conducir a aumentos de
concentración de sulfatos, cloruros y fósforo en las aguas subterráneas.
Sin embargo, estos compuestos constituyen casi siempre un problema de
importancia menor que los nitratos.
• Utilización incorrecta o exagerada de pesticidas en terrenos muy
permeables con escasa capacidad de adsorción:
Los pesticidas y, en general, los productos fitosanitarios, pueden
considerarse contaminantes potenciales del agua subterránea al ser
lixiviados desde la zona edáfica por las aguas de infiltración (lluvia o
riego).
Los pesticidas organoclorados constituyen el mayor riesgo de
contaminación por su persistencia y elevada toxicidad, con efecto
específico sobre ciertos organismos. Estas propiedades y la capacidad de
acumulación de estos compuestos han motivado las restricciones de su
utilización, o su prohibición como en el caso del DDT.
Por otra parte, la baja solubilidad de estos compuestos y el hecho de que
son fuertemente adsorbidos por el suelo, limitan notablemente la amenaza
que podrían constituir para la calidad de las aguas subterráneas.
Los pesticidas organofosforados, debido a su facilidad de degradación, su
limitada acción residual y su alta capacidad para ser adsorbidos,
representan un riesgo menor para las aguas subterráneas, a pesar de que
el comportamiento de los pesticidas en general es poco conocido.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.17
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• Elevada tasa de reutilización de aguas subterráneas en áreas de regadío
intensivo:
Las áreas de regadío intensivo son zonas en las que la contaminación,
especialmente por nitratos, se ha detectado con frecuencia.
La calidad del agua subterránea en estas zonas se deteriora en gran
medida por el aumento de sales, provocado, por una parte, por la
concentración de las sales en el agua no consumida por las plantas, que
aprovechan una mínima parte de las sales existentes y, por otra, por la
capacidad de las aguas de riego para disolver sales del terreno y lixiviar
fertilizantes y pesticidas.
La cantidad de sales que pueden pasar al acuífero es función de la
eficiencia del riego (relación entre agua evapotranspirada y agua total
aplicada), el tipo de suelo y de cultivo, contenido en sales del suelo,
pluviometría, etc.
Además, el riesgo de aumento de salinidad crece con la práctica del
reciclado o reutilización del agua de riego, que se traduce en un aumento
progresivo del contenido en sales que, si bien a escala anual puede ser de
escasa entidad, a largo plazo puede concretarse en una inutilización del
agua para el uso a que se destinaba.
Por otra parte, el exceso de sodio en el suelo, frecuentemente relacionado
con estas prácticas, puede modificar sustancialmente la estructura del
suelo y afectar su permeabilidad, lo que puede hacer necesarios
tratamientos correctores a base de aplicación de yeso al terreno con el fin
de desplazar el sodio y restablecer la permeabilidad primitiva.
• Vertido indiscriminado de residuos animales sobre el terreno en zonas
vulnerables:
Los residuos líquidos y la materia orgánica resultante de las actividades
ganaderas son una fuente importante de nitrógeno y, consecuentemente,
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.18
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
de nitratos. Aunque estos residuos deberían ser tratados antes de su
incorporación al terreno mediante abonado o riego, generalmente son
vertidos sin tratamiento y, a menudo, en zonas inadecuadas con lo que su
potencialidad de contaminación aumenta considerablemente.
Los efluentes o lixiviados originados en estas actividades suelen contener
una gran cantidad de sólidos en suspensión (100.000 mg/l en el caso de
granjas de cerdos), alta DBO5 (10.000-30.000 mg/l) y altas
concentraciones de coliformes fecales.
Sin embargo, el riesgo de contaminación por bacterias fecales
procedentes de ganado sin estabular es bajo, debido a la gran
biodegradabilidad de las heces fecales, al modo disperso de deposición de
los residuos animales y a la existencia de suelos con cierto desarrollo en
las zonas de pastos que favorecen la depuración de las heces. Por otra
parte, en el caso de estabulaciones concentradas en las proximidades de
captaciones de abastecimiento, a menudo sanitariamente mal protegidas,
el riesgo aumenta considerablemente.
• SOBREEXPLOTACIÓN E INTRUSIÓN SALINA
La mezcla de agua marina con el agua dulce en los acuíferos costeros
constituye una de las formas de contaminación más frecuente y difícil de controlar en
gran parte del litoral mediterráneo español y en las áreas insulares.
Aunque la intrusión salina es un problema de cierta envergadura en algunas
zonas del interior, la intrusión marina tanto por su frecuencia como por las
peculiaridades de la zona en que se produce (elevada densidad de población; baja
precipitación; excelentes condiciones para asentamientos turísticos, industriales y
agrícolas; y práctica escasez, cuando no ausencia, de aguas superficiales
permanentes) representa un problema de mucha mayor entidad.
En los acuíferos costeros, en condiciones naturales el agua marina (más
densa) tiende a introducirse por debajo del agua dulce (menos densa) formando una
curia de agua salada que se extiende tierra adentro, por debajo del agua dulce.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.19
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Entre ésta y la parte superior de la cuña de agua salada se desarrolla una “interfase”
de agua salobre, que se mueve en respuesta a cambios en el campo de presiones
de cada sistema. Cuando se establece el equilibrio, el agua del mar es
esencialmente estacionaria mientras que el agua dulce fluye hacia el mar.
La penetración de la cuña de agua salada, apoyada sobre la base del
acuífero, varía inversamente a la magnitud del flujo de agua dulce hacia el mar y
directamente con el espesor y permeabilidad del propio acuífero.
El desarrollo de la intrusión marina casi siempre ha sido el resultado de
alguna actividad humana, generalmente del bombeo excesivo.
Si un bombeo concentrado resulta suficientemente intenso, el flujo de agua
dulce hacia el mar disminuye, lo que provoca un lento avance de la cuña tierra
adentro y un ascenso de la interfase, tal y como se puede comprobar en la siguiente
imagen (IGME, 1985).
Si llegado un punto, el flujo de agua dulce hacia el mar cesa, el agua salada
tiende a rellenar todo el acuífero hasta el nivel del mar.
Si, por el contrario, el bombeo continúa, aunque exista cierto flujo de agua
dulce hacia el mar, se puede producir un abombamiento de la interfase (domo
salino) llegándose a captar directamente agua salada en el pozo de bombeo, tal y
como se puede comprobar en la siguiente imagen (IGME, 1985).
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.20
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
La intrusión marina produce, generalmente, un intercambio de Na+ por Ca2+ y
Mg2+ cedidos por el terreno. Paralelamente, se produce un aumento absoluto de Cl-,
Mg2+ y SO42-, y una tendencia de aproximación de la relación SO4
2-/Cl- al valor de 0,1
(en meq/l), correspondiente al valor medio de esta relación en el agua del mar. Por
otra parte, la relación Cl-/HCO3- aumenta rápidamente.
De la misma manera, la contaminación por intrusión marina puede ser
provocada, en particular en zonas costeras planas, por la construcción de canales
de drenaje que, por un lado, hacen descender el nivel freático (reduciendo el flujo del
agua dulce hacia el mar) y, por otro, permiten una infiltración hacia el acuífero del
agua del mar que avanza, a través de los canales, grandes distancias en situación
de marea alta.
La importancia del problema en España se refleja en las consecuencias socioeconómicas que se derivan de la intrusión marina producida en áreas
costeras peninsulares e insulares:
• Destrucción total o parcial, generalmente permanente, de una fuente
importante de recursos (agua subterránea) en áreas en que las aguas
superficiales no abundan. Cabe señalar que una concentración de un 2%
de agua marina es suficiente para provocar serios problemas en la
potabilidad de un agua inicialmente dulce y que un 5% de agua marina
basta para inutilizarla para la mayoría de los usos.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.21
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• Evolución hacia altas salinidades en el agua de consumo, convirtiéndola
en no potable.
• Problemas de mayor contaminación en los vertidos urbanos como
consecuencia de los aditivos precisos para el lavado; situaciones de
corrosión; aumento de costes debido a la necesidad de pretratamiento del
agua; abandono de captaciones de abastecimiento, de áreas de regadío,
traslado de industrias, etc.
Como conclusión, se puede afirmar que la única forma de explotación
racional de un acuífero costero ha de basarse en el conocimiento de su
funcionamiento para establecer una situación de compromiso entre la explotación
necesaria y la penetración permisible del agua del mar en el acuífero, todo ello bajo
un estricto plan de observación, control y predicción.
2.7. TIPOS DE CONTAMINANTES 2.7.1. CONTAMINANTES GASEOSOS
Los contaminantes gaseosos son desde los vapores (sustancias de estado
normal liquido o sólido como el mercurio) a los humos (resultado de la combustión
de materia orgánica - también puede ser clasificado como sólido, gracias al carácter
de partículas que tiene), incluidos los gases propiamente dichos. La emisión de los
contaminantes en estado gaseoso está fuertemente ligado a las fuentes de emisión,
así podríamos establecer la siguiente relación:
• Emisiones continuas como: la descarga de chimeneas, quema de mercurio
al aire libre, emisiones de maquinas, vehículos y del transito en general,
desaireacion de tanques y emanaciones volátiles de la superficie de
lagunas de residuos
• Emisiones instantáneas / momentáneas como todo tipo de emisión
accidental (por ejemplo incendios)
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.22
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
2.7.2. CONTAMINANTES SÓLIDOS
En el grupo de contaminantes sólidos podemos incluir numerosas
sustancias, tales como:
• Sustancias naturales como minerales de asbestos (altamente
cancerígenos y muy utilizados en el sector industrial – fabricación de
revestimientos y techados – Uralita),
• Sustancias contaminantes adsorbidas a partículas sólidas, sólidos en
suspensión.
• Polvos (los últimos dos con carácter transitorio entre sólido y líquido /
sólido y gaseoso).
• Desechos sólidos (basuras y residuos): residuos domésticos, residuos de
la construcción, residuos industriales, residuos tóxicos y residuos
especiales.
2.7.3. CONTAMINANTES LÍQUIDOS
Como contaminante líquido se considera todo tipo de sustancia en estado
líquido que pueda causar daños para la salud humana y los ecosistemas; entre otros
podemos incluir los combustibles derivados del petróleo, los vertidos industriales.
Los contaminantes líquidos, se considera, pueden ser vertidos al medio ambiente
de dos maneras:
• Forma controlada: por medio de la cual se conoce la cantidad y la
concentración de las sustancias que se vierten, así como el punto de
vertido y el área de dispersión. En esta línea encontramos:
o Infiltración intencional de residuos / ácidos al suelo o la dispersión de
pesticidas sobre un terreno.
o Descarga de residuos sobre aguas superficiales (océano), etc.
• Forma incontrolada: sin conocimiento de ninguno de los factores antes
mencionados, suele ser debida a un accidente, pero también puede
resultar de un vertido directo sin control por parte de la actividad industrial
o las autoridades competentes:
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.23
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
o Emisión de líquidos por accidente o por manipulación /
almacenamiento inadecuado (cambio de aceite de una maquina,
escape de un tanque de almacenamiento de combustibles u otros
líquidos tóxico, etc.).
o Formación de lixiviado y filtración de sustancias liquidas desde el
sustrato al agua subterránea (fertilización de los campos, abono,
filtración desde ríos o cursos de agua afectados, etc.).
El hecho de generarse un vertido u otro, controlado-no controlado, no está
asociado directamente a la peligrosidad que pueda llevar implícito.
2.8. MECANISMOS DE INCORPORACIÓN AL ACUÍFERO
Los mecanismos por los que un agente contaminante puede alcanzar el
acuífero y propagarse en él afectando a zonas que en principio podrían considerarse
alejadas de su influencia son múltiples y, a veces, muy complejos.
Una clasificación útil es la que considera la posición del punto desde el que se
propaga el contaminante, según la cual pueden establecerse tres categorías de
mecanismos de los que se exponen algunos ejemplos sencillos que se producen con
relativa frecuencia.
2.8.1. MECANISMOS DE PROPAGACIÓN A PARTIR DE LA SUPERFICIE
En esta categoría se incluyen los casos de arrastre de contaminantes desde
la superficie del terreno por las aguas de infiltración (vertidos sobre el terreno, uso
de fertilizantes, etc.) y los de infiltración de aguas superficiales contaminadas desde
ríos, acequias, etc. provocados por la acción humana. Los ejemplos de este
mecanismo son:
• CONTAMINACIÓN DE UN ACUÍFERO POR LIXIVIADO DE RESIDUOS DEPOSITADOS EN SUPERFICIE
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.24
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Esta situación puede corresponder a la eliminación de residuos sólidos o
efluentes de plantas de tratamiento vertidos a cauces secos, vertederos
incontrolados, acumulación de diferentes substancias en superficie, escombreras,
etc. En la siguiente imagen se muestra un esquema de este tipo de contaminación
(IGME, 1985).
Si los residuos acumulados contienen material soluble, será lixiviado por el
agua de lluvia y se infiltrará hasta la zona saturada incorporándose al flujo
subterráneo pudiendo llegar, en ocasiones, a las captaciones de aguas
subterráneas.
• CONTAMINACIÓN POR ACTIVIDADES AGRÍCOLAS (FERTILIZANTES, PESTICIDAS Y RIEGOS)
Es la típica situación de infiltración de aguas (lluvia o riego) que disuelven
abonos, pesticidas, etc. La explotación del acuífero, para abastecimiento por
ejemplo, conlleva el riesgo de utilización de aguas contaminadas. En la siguiente
imagen se muestra un esquema de este tipo de contaminación (IGME, 1985).
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.25
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• CONTAMINACIÓN POR FLUJO INDUCIDO DE AGUAS SUPERFICIALES CONTAMINADAS HACIA UN POZO
Es el caso de una contaminación por una inversión de flujo provocada por la
extracción de agua subterránea en las proximidades de un río, canal, acequia, etc.
que recoja aguas de retorno de riego, aguas residuales urbanas o industriales, etc.
El bombeo provoca un cambio en el sentido del flujo de manera que, en última
instancia, y tras cierto tiempo de funcionamiento continuo, el pozo captará en parte
aguas contaminadas procedentes de la superficie.
En la siguiente imagen se muestra un esquema de este tipo de contaminación
(Deutsch, 1963).
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.26
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
2.8.2. MECANISMOS DE PROPAGACIÓN DESDE LA ZONA NO SATURADA
Este grupo incluye situaciones de contaminación muy comunes, de las cuales
se presentan dos ejemplos.
• AGUAS RESIDUALES DOMÉSTICAS
En este caso se pueden incluir actividades como utilización de fosas sépticas,
reciclado de efluentes y, en general, sistemas de tratamiento de aguas residuales
domésticas.
El riesgo potencial de este tipo de actividades aumenta cuando la evacuación
de estos sistemas se produce en áreas restringidas cuya situación hidrogeológica es
favorable a la infiltración, como es el caso de las áreas de recarga de los acuíferos.
A pesar de los procesos de adsorción en el suelo y de atenuación de la
contaminación que se producen en la zona no saturada, la infiltración de ciertas
sustancias hasta el nivel freático puede constituir una amenaza real para las
captaciones próximas.
En la siguiente imagen se muestra un esquema de este tipo de contaminación
(Bouma y otros, 1972).
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.27
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• EMBALSAMIENTO SUPERFICIAL
Este caso se produce con la acumulación de residuos líquidos de distinta
procedencia (balsas de evaporación o de concentración, balsas de infiltración de
industrias, alcoholeras, etc.) depositados en excavaciones naturales o artificiales,
graveras o, incluso, en vertederos controlados.
Los principales factores que controlan el desplazamiento del lixiviado son: su
naturaleza, la estructura geológica, la humedad y la posición del punto de vertido en
relación con la topografía y el sistema de flujo subterráneo.
Un caso que presenta un alto riesgo de contaminación se produce cuando el
embalsamiento entra en contacto directo con la zona saturada (es el caso típico de
graveras abandonadas), pues se produce una vía de acceso directo del
contaminante hasta el acuífero.
En la siguiente imagen se muestra un esquema de este tipo de contaminación
(Deutsch, 1963).
2.8.3. MECANISMOS DE PROPAGACIÓN ORIGINADOS EN LA ZONA SATURADA
A continuación se presentan dos ejemplos típicos de este mecanismo.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.28
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• POZOS DE INYECCIÓN
Es el caso de sondeos utilizados para inyección directa y eliminación de
aguas residuales industriales, de salmueras procedentes de actividades mineras, o
de agua contaminada térmicamente en procesos de calefacción o refrigeración.
Estos vertidos constituyen una grave amenaza directa para la calidad de las
aguas subterráneas, en particular cuando los pozos y sondeos destinados a este fin
no están adecuadamente diseñados, construidos, situados u operados. De hecho,
pueden provocar la existencia de agentes contaminantes en zonas de agua potable,
provocar filtraciones hacia acuíferos con aguas de buena calidad como
consecuencia de fenómenos de fracturación hidráulica no previstos, o el
desplazamiento de agua salada hacia acuíferos de agua dulce, etc.
En la siguiente imagen se muestra un esquema de este tipo de contaminación
(Deutsch, 1963).
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.29
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• PROGRESIÓN DE LA INTRUSIÓN SALINA POR ALTERACIÓN DEL RÉGIMEN DE FLUJO
En este caso, el bombeo excesivo en acuíferos costeros conectados
hidráulicamente con el mar, o la ubicación inadecuada de las captaciones de
bombeo en este tipo de acuíferos, provoca el avance de una cuña de agua salada,
tierra adentro, al disminuir el flujo de agua dulce hacia el mar.
Por otra parte, en áreas continentales, la alteración del régimen de flujo del
acuífero puede producir una intrusión de aguas de mala calidad natural o de aguas
contaminadas hacia las zonas donde se encuentran los sondeos de captación.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.30
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Si se produce alguna de estas dos situaciones de intrusión, bien marina o de
aguas contaminadas, al cabo del tiempo es imprescindible abandonar las
captaciones afectadas.
En la siguiente imagen se muestra un esquema de este tipo de contaminación
(Hubert, 1940).
2.9. CONDICIONANTES DE LA CONTAMINACIÓN DE LAS
AGUAS SUBTERRÁNEAS 2.9.1. CONDICIONES CLIMÁTICAS
Un régimen alto de precipitaciones favorece los procesos de lixiviación de las
sustancias contaminantes del suelo.
Igualmente, temperaturas elevadas propician los fenómenos de evaporación,
invirtiendo el sentido de circulación del agua de infiltración en la superficie de la zona
no saturada. Este fenómeno produce precipitación de sales y encostramiento en los
suelos.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.31
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
2.9.2. ESPESOR DE LA ZONA NO SATURADA
Cuanto mayor sea la profundidad de la zona no saturada, mayor será también
la posibilidad de que el acuífero no se contamine, al actuar el propio suelo y el
subsuelo como un escudo protector, impidiendo la infiltración de los contaminantes.
2.9.3. CARACTERÍSTICAS HIDROGEOLÓGICAS DEL ACUÍFERO
La porosidad condiciona el volumen de agua contaminada presente en el
acuífero, y la permeabilidad provoca su alejamiento del foco contaminante a favor de
la dirección de flujo de las aguas subterráneas.
Por otra parte, la contaminación se puede extender en sentido vertical hacia
zonas superiores o inferiores del acuífero, por elevaciones y descensos del nivel
piezométrico.
2.9.4. VELOCIDAD DE FLUJO DEL AGUA SUBTERRÁNEA
La velocidad de flujo del agua subterránea condiciona la velocidad del
contaminante en el acuífero. Normalmente, la velocidad real de flujo de las aguas
subterráneas es muy lenta, a veces menos de una decena de metros al año, lo que
provoca una desproporción temporal entre el tiempo en que tiene lugar la
contaminación y el momento en que ésta se detecta en una captación.
Por otra parte, los bombeos producidos por las captaciones (pozos y
sondeos), provocan perturbaciones locales del gradiente hidráulico en el acuífero
que favorecen la entrada de la estela contaminante en su área de influencia.
2.10. REACCIÓN DE LOS ACUÍFEROS FRENTE A LA
CONTAMINACIÓN
La gran mayoría de las aguas subterráneas se mueven desde una zona de
recarga (por la que entran al acuífero) hasta la zona de descarga (por la que salen
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.32
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
de él) de acuerdo con la ley de Darcy, según la cual la velocidad del agua es
directamente proporcional a la permeabilidad del acuífero y al gradiente hidráulico:
• La recarga de los acuíferos se produce directa o indirectamente por
infiltración del agua de lluvia y en mucha menor proporción, por
actividades humanas, como por ejemplo los riegos.
• La descarga se produce a través de manantiales, ríos y el mar, o bien por
bombeos de explotación.
El movimiento de las aguas subterráneas también depende de la zona en que
se realice:
• En la zona saturada el agua se mueve preferentemente en sentido
horizontal, aunque existen situaciones en que se produce un marcado
movimiento en la vertical.
• En la zona no saturada el agua tiende a infiltrarse verticalmente hacia el
nivel freático.
Las sustancias disueltas (sean o no contaminantes), una vez incorporadas al
sistema de flujo del acuífero, pueden ser transportadas por el propio movimiento del
agua, por difusión molecular, o por ambos medios simultáneamente:
• TRANSPORTE POR EL MOVIMIENTO DEL AGUA
Cuando se transportan por el movimiento del agua, tienden a moverse en la
dirección general del flujo y, si no existen interacciones con el terreno, a una
velocidad que es igual a la velocidad media del agua subterránea.
Sin embargo, debido a las dificultades del terreno, los solutos tienden a
separarse de la trayectoria ideal del agua y a moverse con diferente velocidad,
según un fenómeno denominado dispersión mecánica o hidráulica. En el caso de
que la dispersión se produzca, además, a consecuencia de una difusión molecular
simultánea al movimiento del agua, se denomina dispersión hidrodinámica.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.33
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
La dispersión puede equipararse cualitativamente a un proceso de mezcla
similar al que se produce por efecto de turbulencia en aguas superficiales y que
conduce de forma inmediata a la dilución de las sustancias disueltas.
• TRANSPORTE POR DIFUSIÓN
En la difusión, por el contrario, no se produce el movimiento del contaminante
por el movimiento del agua, sino que es debido a la existencia de un gradiente de
concentración (no hidráulico). La tendencia del transporte por difusión es igualar la
concentración del contaminante en cualquier parte del sistema.
• TRANSPORTE COMBINADO
Los procesos combinados de dispersión y difusión, además de la dilución de
las sustancias disueltas, provocan la formación de un penacho de contaminación,
cuya forma, extensión, velocidad de propagación, etc. dependen de:
• Las características del medio.
• La sustancia que se propaga.
• Las características del foco emisor.
Durante el transporte de las sustancias contaminantes disueltas a lo largo del
flujo subterráneo, éstas se ven sometidas a una serie de procesos que tienden a
atenuar sus efectos, gracias a los mecanismos de autodepuración del agua subterránea.
Estos procesos de autodepuración se pueden clasificar en físicos,
geoquímicos y bioquímicos, y los principales se explican a continuación.
2.10.1. PROCESOS FÍSICOS
• DISPERSIÓN: provoca la dilución de contaminantes. La capacidad de
dispersión de un medio depende de su grado de heterogeneidad, la velocidad
del agua subterránea, etc., y es inversamente proporcional a la porosidad.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.34
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• FILTRACIÓN: puede retener sólidos en suspensión y microorganismos. En
general, no es efectiva para la mayoría de las especies químicas inorgánicas,
pero es muy efectiva en un medio arcilloso y casi inexistente en arenas
gruesas, gravas o acuíferos fracturados.
• CIRCULACIÓN DE GASES: favorece la descomposición de sustancias
orgánicas, pero hay que tener en cuenta que la limitación de esta circulación
puede provocar condiciones anaerobias.
2.10.2. PROCESOS GEOQUÍMICOS
• FORMACIÓN DE COMPLEJOS Y FUERZA IÓNICA: los complejos y pares
iónicos se forman en su mayoría mediante la combinación de iones
polivalentes, y la fuerza iónica es una medida del total de iones disueltos. En
ambos casos, provocan el aumento de la cantidad de especies disueltas que
estarían limitadas por oxidación, precipitación o adsorción.
• NEUTRALIZACIÓN (REACCIONES ÁCIDO-BASE): la mayoría de los
compuestos de las aguas subterráneas son más solubles y, por tanto, más
móviles, cuando el pH es bajo. Si el pH del efluente oscila entre 6 y 9, lo que
ocurre en la mayoría de los casos, este efecto no es importante, pero, sin
embargo, cobra una gran importancia cuando el pH es muy ácido o muy
básico.
• OXIDACIÓN-REDUCCIÓN: muchos elementos pueden presentar varios
estados de oxidación, dependiendo su movilidad de dicho estado y, además,
del pH. En suelos no saturados y zonas de recarga de acuíferos, suelen
predominar condiciones oxidantes o parcialmente reductoras, mientras que en
la zona saturada suelen predominar condiciones reductoras, especialmente si
existe materia orgánica.
• PRECIPITACIÓN-DISOLUCIÓN: en principio, casi cualquier constituyente que
se encuentre en disolución puede precipitar, aunque en la realidad, no existe
una cantidad para poder hacerlo. Los principales constituyentes que están
sometidos a este tipo de reacciones son: Ca, Mg, HCO3- y SO4
2-, y existen
algunos constituyentes traza que también tienen esta capacidad, como: As, B,
Cd, CN-, Fe, Pb, Hg, etc.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.35
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• ADSORCIÓN-DESORCIÓN: este proceso es probablemente uno de los más
efectivos en la autodepuración de la contaminación de aguas subterráneas, ya
que el proceso de intercambio iónico puede provocar la retención, casi
siempre temporal, de cationes y aniones en la superficie de arcillas. De hecho,
los elementos adsorbidos pueden volver a la disolución cuando un agua con
menor concentración de estos elementos entra en contacto con el material
adsorbente. La cantidad de cationes metálicos adsorbidos aumenta a medida
que lo hace el pH. En condiciones favorables, la mayoría de los contaminantes
pueden ser adsorbidos y, así, eliminados del agua subterránea, excepto los
cloruros, y en menor medida, los nitratos y los sulfatos.
2.10.3. PROCESOS BIOQUÍMICOS
• DEGRADACIÓN BIOLÓGICA Y ASIMILACIÓN: muchas sustancias orgánicas
pueden ser extraídas del agua por actividad biológica, mientras que los sulfatos,
nitratos, arsénico y mercurio pueden ser fijados biológicamente. Además, el
molibdeno es fuertemente asimilado y fijado por las plantas.
• SÍNTESIS CELULAR: el nitrógeno, carbono, azufre y fósforo, así como otros
elementos traza, son necesarios para el crecimiento de los organismos y pueden,
por lo tanto, ser retirados en su movimiento desde los emplazamientos de
residuos.
2.11. DISPERSIÓN HIDRODINÁMICA DE CONTAMINANTES
Las sustancias contaminantes de naturaleza soluble se mueven en el medio
poroso subterráneo.
El proceso por el cual los solutos son transportados por el agua subterránea,
se denomina advección.
Cuando el agua cargada de sustancias disueltas avanza por el terreno, es
interceptada por las partículas sólidas, desviando su trayectoria hacia los espacios
vacíos (poros). Se produce de esta forma una dispersión mecánica del agua y de
los contaminantes disueltos que pueda contener ésta.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.36
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
El movimiento por dispersión de las sustancias contaminantes produce una
estela o pluma de contaminación que se va extendiendo por el subsuelo a favor del
sentido de flujo de las aguas subterráneas, siempre de las zonas de mayor gradiente
hidráulico a las de menor gradiente.
A nivel microscópico, en el movimiento de sustancias contaminantes se
produce también un proceso de difusión molecular, en el cual los solutos son
transportados debido a variaciones de concentración entre fases fluidas.
El coeficiente de difusión en el fluido se calcula a partir de la 1ª Ley de Fick:
dxdcDF −=
Donde:
F = cantidad de masa de una sustancia que pasa por difusión a través de una
sección dada por unidad de tiempo.
c = concentración del soluto
dc/dx = gradiente de concentración. Es negativo en la dirección de la difusión.
Para sistemas donde la concentración varía con el tiempo se aplica la 2ª Ley
de Fick:
2
2
dxcdD
dtdc ⋅
=
La difusión en medios porosos, al tener un recorrido más complejo, es mucho
más lenta que en el agua, y se debe emplear el coeficiente de difusión efectiva D*:
DwD ⋅=*
Donde:
D = coeficiente de difusión molecular
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.37
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
w = coeficiente empírico que considera el efecto de la fase sólida del medio
poroso en la difusión. w < 1, predominando los valores 0,5 a 0,01
La dispersión hidrodinámica engloba la dispersión del frente de soluto debido
a la difusión molecular y a la dispersión mecánica.
El coeficiente de dispersión hidrodinámica es el parámetro matemático
que mide la dispersión de una sustancia que fluye debido a la suma de los efectos
de la dispersión mecánica y la difusión molecular en un medio poroso.
Respecto a la dirección principal del flujo de agua subterránea, existen dos
coeficientes de dispersión hidrodinámica:
DL = AL · Ve + D* (longitudinal)
DT = AT · Ve + D* (transversal)
Donde:
DL = coeficiente de dispersión longitudinal
DT = coeficiente de dispersión transversal
AL = dispersividad longitudinal
AT = dispersividad transversal
Ve = velocidad eficaz (Ve = K·i/me)
D* = coeficiente de difusión molecular
En suelos con conductividad hidráulica alta, es decir, en suelos muy
permeables, el mecanismo de transporte predominante es por dispersión mecánica,
siendo la velocidad de filtración máxima.
En el extremo opuesto, en suelos con conductividad hidráulica baja o suelos
poco permeables, la difusión molecular es el principal mecanismo de transporte.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.38
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
2.12. CONTAMINACIÓN DE ACUÍFEROS POR FASES
LIQUIDAS NO MISCIBLES CON EL AGUA (NAPL)
Los problemas ocasionados en las aguas subterráneas por vertidos de
hidrocarburos han sido la causa de que en los últimos años se preste especial
atención a este tipo de contaminantes.
El comportamiento en el subsuelo de las fases líquidas no acuosas (NAPL,
Non-Aqueous Phase Liquids) es diferente según se trate de fases líquidas menos
densas que el agua, LNAPL (por ejemplo gasolina y gasóleo) o más densas que el
agua, DNAPL (por ejemplo, tricloroetileno, percloroetileno, etc.).
Las NAPL en su movimiento en los acuíferos, se rigen por las mismas leyes
que el agua subterránea, teniendo en cuenta que la conductividad hidráulica varía la
densidad la viscosidad de la fase líquida que circula. Por otra parte el flujo del fluido
también depende de la tensión superficial entre el fluido, la fase sólida por la que
circula, y las otras fases líquidas y gaseosas que pudiesen existir.
2.12.1. COMPORTAMIENTO EN EL SUBSUELO DE UNA LNAPL
Los LNAPL (Light Non-Aqueous Phase Liquid) tienen menos densidad que el
agua, son los derivados del petróleo. Todos ellos son absorbidos por los suelos y se
separan en tres fases: libre, vapor y disuelta (en muy pequeña cantidad).
Cuando llegan por infiltración a la zona saturada, se disponen en forma de
capa flotante sobre el nivel piezométrico. El movimiento de esta capa es horizontal a
favor del sentido de flujo del agua subterránea.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.39
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
2.12.2. COMPORTAMIENTO EN EL SUBSUELO DE UNA DNAPL
Los DNAPL (Dense Non-Aqueous Phase Liquid) tienen mayor densidad que
el agua y corresponden, por ejemplo, a los disolventes clorados. Al igual que los
LNAPL, se separan en el suelo en tres fases.
Como tienen mayor densidad que el agua, cuando llegan a la zona saturada
se hunden hasta el límite con el nivel impermeable. En el acuífero, se mueven en el
sentido del flujo del agua subterránea.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.40
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
2.13. EFECTOS DE LOS LÍQUIDOS CONTAMINANTES EN
LOS PARÁMETROS HIDROGEOLÓGICOS
Para unas determinadas presión y temperatura, la permeabilidad del terreno
depende de la densidad y de la viscosidad dinámica de los líquidos contaminantes.
Su cálculo, teniendo presentes estos parámetros, se obtiene a partir de la
siguiente expresión:
μγ⋅
= 0KK
Siendo:
K = coeficiente de permeabilidad
Ko = coeficiente de permeabilidad intrínseca, específica o geométrica
γ = peso específico del fluido
μ = viscosidad dinámica del fluido
Cuanto mayor sea el valor de la viscosidad dinámica del fluido contaminante
(μ), menor será el valor del coeficiente de permeabilidad (K).
Aplicando la Ley de Darcy (Q = K·A·i), resulta que el valor del caudal
circulante (Q) también disminuirá, por ser el coeficiente de permeabilidad (K) menor.
La velocidad real del flujo (VR) sufrirá también variaciones, ya que depende
directamente del coeficiente de permeabilidad (K):
eR m
iKV ⋅=
En estudios de suelos contaminados, donde es necesario estimar la
propagación de la estela contaminante, se deben considerar estos aspectos, ya que
según las características de los líquidos contaminantes presentes, un mismo suelo
presentará valores de permeabilidad y de velocidad real distintos.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.41
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Igualmente se deben considerar las variaciones de permeabilidad horizontal
(Kh) y vertical (Kv) debidas a cambios litológicos del terreno, ya que esto afectará al
movimiento horizontal y vertical de los líquidos contaminantes.
Para el caso más sencillo de capas pseudohorizontales, Kh y Kv, se obtienen a
partir de:
∑∑ ⋅
=i
iih b
bKK
∑∑
⎟⎟⎠
⎞⎜⎜⎝
⎛=
i
i
iv
Kbb
K
Donde:
Kh = permeabilidad horizontal
Kv = permeabilidad vertical
Ki = permeabilidad de cada capa
bi = espesor de cada capa
2.14. CONTAMINACIÓN DE CAPTACIONES DE AGUA
SUBTERRÁNEA
La figura del perímetro de protección de acuíferos está previsto en el
artículo 56 de la Ley 1/2001, del Texto Refundido de la Ley de Aguas, desarrollado
en el artículo 173 del Reglamento del Dominio Público Hidráulico.
Dicha figura está habilitada para proteger captaciones de aguas subterráneas
destinadas al abastecimiento de población o zonas de especial interés ecológico,
entre otras. Supone un instrumento de gestión de la calidad del recurso por cuanto
posibilita la imposición de limitaciones (parciales o totales) sobre las autorizaciones
de vertido, así como condicionamientos sobre actividades e instalaciones
potencialmente contaminantes, en el espacio interior al perímetro, a través de una
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.42
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
zonificación que es función del tiempo de tránsito que necesitan los diferentes
contaminantes para alcanzar la captación a proteger.
Cuando se realiza un sondeo en un acuífero y se extrae el agua, se produce
un cono de bombeo.
La altura que deberá vencer la bomba para llevar el agua a superficie, viene
dada por:
Hm = Hd + z
Donde:
Hd = altura entre el nivel inferior y superior del líquido
z = pérdida de carga dinámica por la tubería y accesorios hidráulicos
El cono de bombeo producido rebaja el nivel piezométrico en las
proximidades de la captación.
El radio de influencia de la captación marca la distancia desde el centro de la
misma hasta el punto en el que no existen descensos del nivel piezométrico.
El área de llamada es una zona del área de alimentación del acuífero, en la
cual el nivel piezométrico está afectado a causa del bombeo y las líneas de corriente se dirigen hacia la captación. La línea de corriente indica la dirección
seguida por el agua subterránea hacia el punto de descarga.
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.43
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Área de influencia y área de alimentación en un acuífero sin gradiente hidráulico
en régimen estacionario y con precipitaciones elevadas
En un acuífero libre, cualquier sustancia contaminante que se encuentre
situada dentro del área de llamada, puede contaminar potencialmente la captación,
ya que las líneas de corriente la llevaran hacia ella.
El cálculo de la anchura en planta de la zona de llamada en un acuífero
poroso homogéneo, se obtiene a partir de la fórmula:
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.44
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
ibKQBibBKQ
⋅⋅=⇒⋅⋅⋅=
Donde:
B = ancho de la zona de llamada
Q = caudal de bombeo
K = coeficiente de permeabilidad
b = espesor del acuífero
i = gradiente hidráulico
El tiempo que transcurre entre la entrada de una sustancia en el seno de un
acuífero (foco de contaminación) y su salida o extracción, se denomina tiempo de tránsito.
El tiempo de tránsito total (t) de un contaminante viene definido por la suma
del tiempo de tránsito en el medio no saturado (tR) y el tiempo de tránsito en el medio
saturado (T):
Ttt R +=
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.45
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Si observamos la figura anterior, podemos definir el tiempo de tránsito en el
medio no saturado (tR) con la siguiente expresión:
RmHt r
R⋅
=
Donde:
tR = tiempo de tránsito en el medio no saturado (años o días)
H = espesor no saturado (m)
mr = humedad volumétrica media del perfil (adimensional)
R = recarga local (m/año)
Por otro lado, el tiempo de tránsito en el medio saturado (T) se establece con
la siguiente expresión:
ikmdT⋅⋅
=
Donde:
T = tiempo de tránsito en el medio saturado (años o días)
d = distancia horizontal foco-captación (m)
m = porosidad volumétrica total (adimensional)
k = permeabilidad (m/día)
i = gradiente hidráulico
El criterio tiempo de tránsito, para la delimitación de perímetros de protección
de captaciones de agua subterránea, controla los procesos físicos de advección,
dispersión hidrodinámica (mecánica y molecular) e interacción sólido-soluto
(reacciones químicas de adsorción).
Para la delimitación de un perímetro de protección de una captación de agua
subterránea, se divide aquel en varias zonas:
Unidad 2: Contaminación de Aguas Subterráneas 2.46
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• Zona inmediata o de restricciones absolutas. El tiempo de tránsito es
de 24 horas, y se prohíbe cualquier tipo de actividad.
• Zona próxima o de restricciones máximas. Es el cuerpo principal del
perímetro, y sus dimensiones se establecen en función de un tiempo de
tránsito que oscila entre 50 y 60 días con el fin de anular los efectos de la
contaminación microbiológica, y mitigar al máximo posible la
contaminación química.
• Zona alejada o de restricciones moderadas. Para su delimitación se
aplica un tiempo de tránsito de 10 años o se recurre directamente a
criterios hidrogeológicos (se demarca el área de alimentación de la
captación).
Zonificación de los perímetros de protección
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.1
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
3.1. INTRODUCCIÓN..................................................................................................2
3.2. MODELIZACIÓN DE LA MIGRACIÓN DE CONTAMINANTES...........................3
3.3. MIGRACIÓN EN EL SUELO Y LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS .........................5
3.4. MIGRACIÓN A TRAVÉS DEL AIRE...................................................................13
3.5. MIGRACIÓN A TRAVÉS DE LA CADENA TRÓFICA........................................16
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.2
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
3.1. INTRODUCCIÓN
Una vez que un contaminante es emitido desde el foco originario a un
determinado medio, sufre una serie de procesos que, en general, provocan su
distribución en fases (sólida, líquida y gaseosa) su transformación en otras especies
químicas y su movilización hacia lugares más o menos distantes del foco. Estos
procesos ocurren de forma simultánea y superpuesta y se agrupan aquí bajo el
término migración. Los mecanismos que rigen la migración son múltiples y están
condicionados básicamente por las propiedades de cada contaminante y las de los
medios en que se encuentran.
De forma esquemática, en los procesos de migración de contaminantes
pueden diferenciarse los de transporte (movilización en sentido estricto),
transformación (conversión de una sustancia en otras diferentes dentro de un mismo
medio) y transferencia (intercambio entre medios).
En la práctica, el estudio de los procesos de migración suele apoyarse en
modelos que simulan, de forma más o menos compleja, uno o varios procesos. Los
modelos de migración más extendidos suelen basarse en la simulación del
transporte de contaminantes en un determinado medio a partir de una fuente, la cual
puede reflejar la transferencia de contaminantes desde otros medios. Algunos
modelos incorporan en la simulación del transporte la de ciertos procesos de
transformación.
A día de hoy, existen numerosos modelos de migración de contaminantes en
diversos medios (particularmente, en suelo y aguas subterráneas), con distintos
grados de complejidad en su formulación y requisitos de datos para alimentados. La
mención que se realiza a continuación de determinados modelos está guiada por el
criterio de que son algunos de los que se utilizan con más frecuencia en el marco de
los análisis de riesgos, si bien no presupone recomendación alguna al respecto. De
hecho, el equipo responsable del análisis debe decidir en cada caso cuáles son los
modelos más adecuados a las circunstancias del mismo.
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.3
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
3.2. MODELIZACIÓN DE LA MIGRACIÓN DE
CONTAMINANTES
La modelización de la migración de contaminantes constituye una tarea que
se puede estructurar en las siguientes etapas (ASTM, 1995), habitualmente
interactivas:
• Definición de objetivos de la modelización. Aunque la modelización de
la migración puede responder a diversos propósitos, en el marco del
presente Módulo su uso está orientado a estimar las concentraciones de
contaminantes en distintos medios de contacto y puntos de exposición
para un escenario (temporal) dado. Por ello, los objetivos se deben
concretar en términos del nivel de detalle necesario y margen de
incertidumbre admisible en los resultados de la misma.
• Concreción del modelo conceptual. Se entiende por tal la interpretación
de las características y dinámica del sistema físico que se va a modelizar,
traduciéndolas en un conjunto de parámetros que se puedan evaluar
cuantitativamente. El modelo conceptual del emplazamiento elaborado al
inicio del análisis de riesgos es el marco de referencia para abordar esta
etapa. No obstante, los resultados de la modelización de la migración
pueden matizar el modelo conceptual original del análisis, en cuyo caso se
documentarán los cambios. En esta etapa deben identificarse las lagunas
de información (disponibilidad de datos específicos del emplazamiento
frente a datos genéricos) y las posibles fuentes de errores e
incertidumbres derivadas de aquéllas.
• Selección de los algoritmos de modelización. Consiste en elegir los
algoritmos que mejor se ajustan a las necesidades de análisis, teniendo en
cuenta los objetivos de la modelización, el modelo conceptual y los datos
disponibles. Se recomienda documentar su formulación, indicando los
requisitos técnicos para su uso (medios informáticos, personal, formato de
datos, etc.).
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.4
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• Construcción del modelo. Consiste en organizar los datos de entrada
(propiedades de los contaminantes y medios implicados) que se van a
utilizar para adaptarlos a los requisitos de los algoritmos y herramientas
seleccionadas (en su caso, software). También deben establecerse las
condiciones iniciales y de contorno y los intervalos de cálculo
(discretización).
• Calibración y validación. Para garantizar que su uso posterior es fiable,
cualquier modelo debe someterse a calibración y validación. La primera
consiste básicamente en seleccionar los valores de los parámetros de
entrada para los que no se dispone de datos medidos en campo de forma
que los resultados de la modelización se aproximen suficientemente a las
concentraciones reales observadas. La calibración suele efectuarse
mediante tanteos sucesivos, en cada uno de los cuales se analizan
estadísticamente las desviaciones entre los resultados del modelo y los
valores observados.
La validación persigue dotar al uso del modelo de un mayor grado de
confianza, para lo cual se ajustan los valores de los parámetros de entrada
de forma que la convergencia entre resultados del modelo y valores
observados se produzca en varias condiciones de partida. El uso de un
modelo validado permite cuantificar el margen de incertidumbre inherente
a los resultados que proporciona.
• Análisis de sensibilidad. Pretende cuantificar el efecto que tienen las
variaciones en los valores de los parámetros de entrada en los resultados
que proporciona el modelo. Este análisis permite identificar los parámetros
críticos (es decir, aquéllos para los que pequeñas variaciones en sus
valores producen resultados muy distintos) y constituye la mejor
herramienta para cuantificar las incertidumbres.
• Aplicación del modelo. Una vez se han ejecutado las etapas anteriores,
el modelo se encuentra listo para su aplicación dentro de las limitaciones
asumidas por sus objetivos y su modelo conceptual. En todo caso, la
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.5
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
evaluación de los resultados obtenidos con su aplicación debe incluir un
análisis de incertidumbres.
Es imprescindible documentar todo el proceso de modelización incluyendo la
justificación del modelo elegido, su formulación (siquiera básica), la justificación de
los datos de entrada utilizados (tanto genéricos como específicos del
emplazamiento) y una valoración (en lo posible cuantitativa) de las incertidumbres
asociadas a sus resultados.
3.3. MIGRACIÓN EN EL SUELO Y LAS AGUAS
SUBTERRÁNEAS
En muchos casos la migración de los contaminantes a través del suelo y las
aguas subterráneas constituye la primera y más importante ruta a considerar en el
análisis de riesgos. La figura 3.01. refleja un esquema simplificado del flujo de
contaminantes en las zonas no saturada y saturada del suelo (ASTM, 1995-2000;
GSI, 1998).
Figura 3.01. Esquema de migración en el suelo y las aguas subterráneas
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.6
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
La migración en sentido estricto se produce una vez que un contaminante es
liberado al suelo desde el foco. Si la incorporación se produce en la zona no
saturada, se ponen en juego una serie de procesos que producen la distribución del
contaminante en las tres fases del suelo (sólida, líquida y gaseosa). La relevancia de
cada uno de estos procesos depende tanto de las características de la zona no
saturada como de las del contaminante en cuestión.
El movimiento del agua en la zona no saturada viene determinado
fundamentalmente por las fuerzas gravitacionales y por las fuerzas capilares. La
importancia relativa de unas y otras depende de varios factores (superficie
específica de las partículas del suelo, grado de humedad, etc.). Además pueden
intervenir otros procesos, más difíciles de simular analíticamente (variaciones de
salinidad y temperatura, etc.).
Los contaminantes incorporados en la fase líquida avanzan hasta interceptar
la zona capilar, inmediatamente por encima del nivel freático, produciendo un
ensanchamiento de la pluma según la dirección dominante del flujo.
A partir de aquí, los contaminantes se incorporan a la zona saturada,
movilizándose en la misma de acuerdo con los procesos que tienen lugar en ella.
Los contaminantes disueltos en el agua subterránea migran hacia las zonas de
descarga siguiendo diferencias de potencial hidráulico. Los aportes de
contaminantes que superan la solubilidad en agua dan lugar a fases no disueltas en
el acuífero en las que, según la densidad de las sustancias implicadas, cabe
distinguir las más ligeras (LNAPL) que tienden a acumularse sobre el nivel freático, y
las más pesadas (DNAPL) que tienden a localizarse en la base impermeable (a
efectos prácticos) del acuífero.
Desde el punto de vista del comportamiento hidráulico del suelo, cabe
distinguir dos grandes tipos de medios:
• Medios porosos: son aquéllos cuya permeabilidad se debe a la existencia
de huecos (poros) interconectados entre las partículas del suelo. Pueden
ser homogéneos o heterogéneos.
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.7
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• Medios fisurados: son aquéllos cuya permeabilidad se debe a la
presencia de fisuras en el material que constituye el suelo. Dentro de éstos
se distingue entre medios fisurados por fracturación, en los que las fisuras
están conectadas entre sí y normalmente distribuidas de forma anisótropa,
y medios fisurados por disolución (o karstificados), en los que las fisuras
son conductos canalizados de dimensiones variables originados por la
disolución de la matriz en el agua.
Tal y como ya hemos comentado, los principales procesos que,
genéricamente, intervienen en la migración de solutos en el suelo y las aguas
subterráneas son los siguientes (McMahon et al., 2001):
• Advección: es el movimiento de los solutos debido exclusivamente a las
pautas principales de flujo de las aguas subterráneas. Depende de las
propiedades hidrodinámicas del acuífero pero no de las de los
contaminantes. Suele representar el proceso más importante que gobierna
la migración de los contaminantes en este medio.
• Dispersión: refleja la mezcla de fluidos debida a las heterogeneidades del
acuífero (variaciones de porosidad y densidad, presencia de vías
preferentes en medios fracturados o karstificados, etc.). Depende de
algunas propiedades hidrodinámicas del acuífero pero no de las de los
contaminantes. Se traduce en la dispersión longitudinal, transversal y
vertical de la pluma de contaminación.
• Difusión: es el movimiento debido a la difusión molecular y está asociado
a los gradientes que se producen desde zonas de mayor a menor
concentración. Depende de las propiedades de los contaminantes y de los
gradientes de concentración.
• Adsorción-desorción: son los procesos que se dan entre la matriz sólida
y los solutos por los cuales los contaminantes disueltos se adsorben en las
partículas del suelo o se desorben de ésta y pasan a estar disueltos.
Dependen de ciertas propiedades de la matriz sólida (contenido en
carbono orgánico, contenido en arcilla, densidad, porosidad, superficie
específica) y de las de los contaminantes (solubilidad, hidrofilia).
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.8
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• Dilución: refleja el efecto de la mezcla de los contaminantes con los
aportes a las aguas subterráneas (por recarga, infiltración, etc.) y está
gobernada por la dispersión. Se traduce en una disminución de las
concentraciones de contaminantes.
• Volatilización: es la transferencia de contaminantes (volátiles) disueltos
en las aguas subterráneas al aire intersticial del suelo. Depende de la
presión de vapor y constante de Henry de los contaminantes.
• Biodegradación: agrupa las reacciones de oxidación-reducción
provocadas por los microorganismos del suelo y se traduce en una
transformación de los contaminantes originales en otras especies
químicas. Puede producirse en condiciones aerobias y anaerobias.
• Degradación abiótica: conjunto de reacciones químicas que producen la
transformación de los contaminantes originales en otras especies,
independientemente de la intervención de microorganismos (por ejemplo,
hidrólisis). Suele tener mucha menor trascendencia que la biodegradación.
• Intercambio entre fases no disueltas y disueltas: en la medida que
existan contaminantes en formas no disueltas (LNAPL o DNAPL), pueden
constituir fuentes de aporte a la contaminación disuelta en las aguas
subterráneas.
La relevancia de cada uno de los procesos anteriores en el conjunto de la
migración varía en cada caso (según las características hidrogeológicas y
geoquímicas del emplazamiento) y para cada contaminante (en función de sus
propiedades fisicoquímicas).
Además de los procesos anteriormente descritos, que son relevantes en el
subsuelo, el arrastre de partículas de suelo contaminado por la escorrentía
superficial constituye la principal causa de migración en superficie, estando
particularmente asociada a episodios de inundación y/o fuertes precipitaciones. La
migración asociada a la escorrentía superficial suele modelizarse mediante
expresiones empíricas aunque algunos modelos matemáticos de zona no saturada
incluyen ecuaciones simplificadas para estimar sus efectos (por ejemplo, Schroeder
et al., 1994).
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.9
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Cuando cabe asumir condiciones de equilibrio entre las fases del suelo
(sólida, agua de poro y aire intersticial) y que no existe producto no disuelto (fase
libre), las concentraciones de un contaminante en el agua de poro y en el aire
intersticial se pueden estimar a partir de la concentración en la fase sólida mediante
las siguientes ecuaciones (Vik, E.A. et al., 1999):
1'
−
⎥⎦
⎤⎢⎣
⎡ ⋅++⋅=
s
awdsw
HKCCρθθ
wa CHC += '
donde:
Cw = Concentración del contaminante en el agua de poro (mg/l)
Cs = Concentración del contaminante en la fase sólida del suelo (mg/kg)
Kd = Coeficiente de partición suelo-agua (l/kg)
wθ = Volumen unitario de poros ocupados por agua (adimensional)
aθ = Volumen unitario de poros ocupados por aire (adimensional)
H’ = Constante de Henry (adimensional)
sρ = Densidad del suelo (kg/l)
Ca = Concentración del contaminante en el aire intersticial del suelo (mg/l)
Para contaminantes orgánicos, el valor de Kd puede estimarse mediante las
expresiones siguientes:
ococd fKK ⋅=
84,0log04,1log −⋅= owoc KK
donde:
Koc = Coeficiente de partición carbono orgánico-agua (l/kg)
foc = Contenido de carbono orgánico en el suelo (kg de carbono/kg suelo)
Kow = Coeficiente de partición octanol-agua
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.10
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Para contaminantes inorgánicos, el valor de Kd depende del contaminante y
del tipo de suelo (en particular, de su pH), por lo que debería estimarse caso por
caso. A efectos de modelización, suelen adoptarse valores extraídos de fuentes
bibliográficas reconocidas.
En la realidad, los valores de Kd y Kow no son constantes en el tiempo, sino
que cambian a partir del momento en que se produce la liberación del contaminante
al suelo. No obstante, a efectos de estimar la distribución de un contaminante entre
las fases del suelo en el análisis de riesgos, suelen adoptarse los valores
correspondientes a contaminación reciente.
El valor de la constante de Henry se puede calcular mediante las siguientes
expresiones (IHOBE, 1998):
41' ⋅= HH
SMVPH ⋅⋅=
donde:
H = Constante de Henry (atm·m3/mol)
H’ = Constante de Henry (adimensional)
VP = Presión de vapor (atm)
M = Peso molecular (g/mol)
S = Solubilidad en agua a 25ºC (mg/l)
Todos los modelos que simulan la circulación del agua en la zona no saturada
se apoyan en la ley de Darcy y en la ecuación de continuidad. Para tener en cuenta
además procesos de transformación y transferencia es necesario incorporar otras
consideraciones que suelen hacer compleja la modelización detallada.
Por esta razón, la modelización enmarcada en los análisis de riesgos suele
acudir (al menos, como primera aproximación) a modelos analíticos muy simples y
conservadores. Entre las simplificaciones habituales en este tipo de modelos cabe
citar la unidimensionalidad en vertical (se desprecia la dispersión lateral), la asunción
de condiciones estacionarias y la no consideración de procesos de degradación.
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.11
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Ejemplos de esta tendencia pueden encontrarse en numerosas publicaciones
(Vik et al., 1999; ASTM, 1995: ASTM, 2000). En ellos, se define un factor de dilución
que permite estimar la concentración disuelta de un contaminante en la zona
saturada a partir de la concentración en el agua intersticial de la zona no saturada.
Este factor se calcula teniendo en cuenta la sección transversal media del foco
respecto a la dirección de flujo, la tasa de infiltración de agua en el terreno, la
conductividad hidráulica del suelo, el gradiente hidráulico del acuífero y la distancia
entre el foco y el punto de exposición.
Ejemplos de modelos algo más sofisticados son JURY (Jury et al., 1990),
HELP (Schroeder et al., 1994) y SESOIL (Bonazountas et al. 1984-1986).
JURY es un modelo que originalmente se diseñó para estimar flujos de
volatilización de contaminantes desde el suelo. El modelo también permite
cuantificar la transferencia de contaminantes al acuífero a través de la zona no
saturada a partir de un balance hídrico anual, asumiendo que el medio es poroso,
isótropo y homogéneo y que se encuentra en equilibrio entre fases.
HELP es un modelo de migración bidimensional que permite estimar la
infiltración en el terreno y la incorporación a la zona saturada de contaminantes
procedentes de una fuente superficial o enterrada. El modelo simula un balance
hídrico detallado en superficie (precipitación, escorrentía, cobertura de nieve,
evapotranspiración, cobertura vegetal) y los fenómenos de lixiviación e infiltración en
la zona no saturada, permitiendo estimar la transferencia de contaminantes a la zona
saturada.
SESOIL es un modelo unidimensional orientado a simular la migración de un
contaminante a lo largo del tiempo en una columna de la zona no saturada. Se basa
en un balance estacional entre los componentes del suelo y permite contemplar los
siguientes procesos:
• Condiciones meteorológicas variables.
• Distribución de contaminantes en las fases sólida, líquida y gaseosa del
suelo.
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.12
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• Transferencia de contaminantes hacia la zona saturada (por
lixiviación/desorción) y hacia el aire ambiente (por volatilización).
• Transporte de contaminantes debido al arrastre de partículas por la
escorrentía superficial.
La modelización de la migración en la zona saturada suele apoyarse en
soluciones aproximadas a la ecuación de advección-dispersión, que gobierna el
transporte de solutos y en la cual se basan muchos de los modelos desarrollados
hasta la fecha. La simulación de procesos de transformación y transferencia se
puede superponer o integrar en las soluciones de la mencionada ecuación, dando
lugar a modelos de diversa complejidad.
Los modelos más avanzados de migración en zona saturada se apoyan en
modelos de flujo. Por ello, es clave definir, ajustar y calibrar éstos antes de abordar
la modelización de migración. MODFLOW (Voss, 1984; McDonald, M.G., and
Harbaugh, A.W., 1988) es uno de los modelos más utilizados en la simulación de
flujo de las aguas subterráneas en medios porosos. El flujo se simula mediante
elementos finitos, definiendo una malla regular sobre el área de estudio. Permite la
simulación de acuíferos multicapa, barreras impermeables horizontales y verticales,
aportes o detrimentos externos en forma de flujos subterráneos, superficiales o
pluviales, bombeos, balance hídrico, etc. La utilización de MODFLOW requiere, no
obstante, un gran volumen de información para garantizar la fiabilidad de sus
resultados.
Actualmente están disponibles numerosos modelos de migración de
contaminantes en zona saturada. Gran parte de ellos simulan la migración en
medios porosos y muchos han sido volcados a programas informáticos comerciales.
A continuación se citan, a título de ejemplo, algunos de los más difundidos en el
marco de la ejecución de análisis de riesgos.
DOMENICO (Domenico, 1987 y Domenico et al., 1990) es un modelo analítico
que proporciona soluciones al transporte de solutos en la zona saturada en régimen
estacionario. Permite estimar la concentración de un contaminante disuelto aguas
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.13
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
abajo de la fuente que lo genera teniendo en cuenta o no el efecto de la degradación
del mismo.
El modelo AT123D (Yeh, 1981) permite modelizar la migración de
contaminantes en la zona saturada y conocer la variación temporal de la
concentración aguas abajo de la fuente. Las hipótesis básicas que incorpora son las
siguientes:
• Dispersión en tres dimensiones (Iongitudinal, lateral y transversal).
• Advección unidimensional (Iongitudinal).
• Régimen estacionario.
• Equilibrio de fases lineal y reversible.
• Degradación de primer orden (procesos de transformación química o
biológica).
• Zona saturada homogénea e isotrópica, infinita o limitada tanto en
horizontal (contacto lateral impermeable) como en vertical (base
impermeable).
• Fuente de contaminación puntual, lineal, superficial o volumétrica, con
inyección puntual, continua o discontinuo en el tiempo.
MT3D es un modelo de transporte de solutos apoyado en MODFLOW.
Permite dar soluciones en tres dimensiones al transporte de contaminantes disueltos
en la zona saturada considerando flujos variables, dispersión, adsorción (lineal o no
lineal) y degradación de primer orden.
3.4. MIGRACIÓN A TRAVÉS DEL AIRE
En la modelización de la migración de contaminantes a través del aire cabe
diferenciar dos situaciones:
• La migración en forma de partículas de suelo contaminado que, por efecto
de algún mecanismo de erosión, pasan a encontrarse suspendidas en el
aire y pueden ser transportadas a lugares localizados tanto en ambiente
exterior como interior.
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.14
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• La migración en forma de gas o vapor procedente del suelo y/o las aguas
subterráneas contaminadas. En este caso, se da una primera etapa de
movilización a través de los poros del suelo de la zona no saturada y una
posterior en la que los vapores se incorporan al aire atmosférico o al aire
de ambientes interiores (en el último caso, a través de las grietas o fisuras
existentes en los elementos estructurales y de cerramiento que están en
contacto con el suelo).
Una vez que se ha producido su emisión al aire atmosférico, la migración de
los contaminantes (sea en forma de gas o de partículas) está condicionada
principalmente por la acción del viento y por las condiciones de estabilidad de la
atmósfera.
La figura 3.02. muestra un esquema del proceso de volatilización y dispersión
en el aire de contaminantes procedentes del suelo.
Figura 3.02. Esquema de migración a través del aire
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.15
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Cada uno de los procesos antes mencionados conlleva una modelización
diferenciada.
En análisis de riesgos simplificados o en tanteos preliminares de análisis
detallados se suelen utilizar modelos simples plasmados en factores de volatilización
(para vapores) que permiten estimar la concentración del contaminante en el aire
(exterior o interior) a partir de la concentración en el medio origen (suelo superficial o
subsuperficial, agua subterránea) o en factores de dispersión (para partículas) que
proporcionan la concentración de partículas respirables en el aire a partir del caudal
de emisión desde la fuente origen (suelo superficial). Ejemplos de este enfoque se
pueden encontrar en ASTM, 1995 y ASTM, 2000. Algunos de los modelos en que se
basan son los siguientes:
• Cowherd (Cowherd et 01., 1985): emisión de partículas desde el suelo al
aire ambiente.
• Jury (Jury et al., 1990): emisión de vapores desde el suelo al aire
ambiente.
• Johnson-Ettinger (Johnson, P. C. and R.A. Ettinger, 1991): emisión de
vapores desde el suelo y las aguas subterráneas al aire de ambientes
interiores.
Cuando sea preciso modelizar la migración de contaminantes a través del aire
atmosférico, se puede acudir a modelos de dispersión, que simulan los movimientos
advectivos y convectivos de la atmósfera. Algunos ejemplos de ellos son SCREEN3
(USEPA, 1995a) o ISC3 (USEPA, 1995b).
La base de estos modelos es la formulación de penacho gaussiano adaptada
a las circunstancias particulares de cada caso. Los modelos de dispersión gaussiana
tienen en cuenta las características del viento (dirección y velocidad) y la estabilidad
de la atmósfera para determinar su capacidad de dispersión por mezcla térmica y
mecánica, asumiendo que la dispersión lateral y vertical siguen una distribución
gaussiana.
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.16
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
3.5. MIGRACIÓN A TRAVÉS DE LA CADENA TRÓFICA
La incorporación de contaminantes procedentes del suelo a elementos
bióticos y su posterior transferencia a lo largo de la cadena trófica constituyen
procesos de migración que, en la medida que las circunstancias del caso lo
indiquen, pueden tener que cuantificarse en el análisis de riesgos. La figura 3.03.
muestra un esquema básico de este tipo de migración en la que, en general, se ven
afectados tanto receptores humanos como ecológicos.
Figura 3.03. Esquema de migración a través de la cadena trófica
En este caso, a la variabilidad de los medios abióticos habitualmente
considerados (suelo, aguas, aire) se une la diversidad de elementos bióticos que
pueden encontrarse implicados, con diferentes respuestas a la ingesta de
contaminantes y complejas relaciones estructurales y funcionales entre ellos.
Desde la perspectiva de análisis de la cadena trófica, la concentración de un
contaminante que en un momento dado puede presentar un tejido de un
determinado elemento biótico está condicionada por, entre otros, los siguientes
mecanismos:
• La biodisponibilidad del contaminante, entendida como la cantidad del
mismo realmente absorbible por el organismo receptor (vegetal o animal).
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.17
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• La bioacumulación del contaminante en determinados tejidos biológicos,
entendida como la capacidad de dichos tejidos para "retener" sustancias
químicas.
• La biomagnificación, fenómeno que se traduce en un incremento de la
concentración absorbida del contaminante a medida que se asciende por
la cadena trófica.
Aunque se trata de un campo en el que el conocimiento científico está
progresando, todavía es limitada la información disponible que pudiera permitir un
enfoque sistemático del problema. En general, se trata de establecer los valores de
unos coeficientes o factores que, aplicados a la concentración del contaminante en
el suelo, permitan estimar la concentración de ese contaminante en un tejido
concreto de un elemento biótico de la cadena trófica. Tales factores incorporan
oportunamente los mecanismos de biodisponibilidad, bioacumulación y
biomagnificación relevantes en las condiciones del caso. La determinación de los
valores de estos factores se apoya en resultados empíricos, algunos de los cuales
han permitido elaborar modelos matemáticos para este propósito.
Los mayores desarrollos se han producido en el área de la transferencia de
contaminantes del suelo a las plantas y su acumulación en las mismas. El efecto de
estos mecanismos se suele simular mediante un factor (BCF) que responde a la
siguiente formulación:
sueloplanta CBCFC ⋅=
donde:
Cplanta = Concentración del contaminante en la planta o en una parte de la
misma (raíces, tallos, hojas), referida a peso seco
BCF = Factor de bioconcentración o bioacumulación (adimensional)
Csuelo = Concentración del contaminante en el suelo, referido a peso seco
En cuanto a la determinación del valor de BCF, es preciso diferenciar entre
contaminantes inorgánicos (en particular, metales) y orgánicos. La transferencia y
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.18
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acumulación de metales en las plantas depende de diversos factores, entre los que
cabe destacar:
• Características del suelo: pH, contenido en materia orgánica,
granulometría (contenido en finos), presencia de cationes y aniones que
reducen la biodisponibilidad de los metales, etc.
• Forma química en que se encuentra el metal: en general, la
acumulación tiende a ser mayor cuando se trata de sales metálicas que
cuando se trata de metales en forma elemental.
• Especie implicada: cada especie de planta posee distinto grado de
afinidad a absorber metales del suelo. Algunas plantas son resistentes a
ciertos metales que, sin embargo, se transfieren fácilmente a otras.
• Fitotoxicidad: la aparición de efectos tóxicos en las plantas como
consecuencia de la absorción de metales del suelo limita su crecimiento y
puede potenciar o reducir la acumulación de éstos en los tejidos
supervivientes.
Los múltiples factores implicados dificultan la modelización de estos procesos
y aconsejan utilizar datos empíricos para determinar en cada suelo, contaminante y
especie vegetal el valor de BCF. En todo caso, a falta de ellos, se puede acudir a
expresiones que facilitan un valor aproximado, como por ejemplo (Baes et al., 1984):
dKBCF ln12,167,2ln −=
El valor de BCF resultante se corrige para el pH real del suelo de acuerdo con
la siguiente expresión (Veerkamp, W. y ten Berge, W., 1995):
)(25,010 pHpHrc BCFBFC −−⋅=
donde:
BCFc = Valor BCF corregido para el pH real del suelo
BCF = Valor BCF correspondiente al pH del suelo para el que se ha
determinado Kd
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.19
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
pHr = pH real del suelo
pH = pH del suelo para el que se ha determinado Kd
Para contaminantes orgánicos, el mayor número de datos empíricos
disponibles de valores de BCF se refiere a pesticidas. Si no se dispone de datos
empíricos para los contaminantes implicados en un caso concreto, se puede acudir a
modelos basados en ecuaciones de regresión que correlacionan el valor de BCF con
el del coeficiente de partición octanol-agua (Kow). Uno de los más difundidos es el de
Briggs-Ryan, que proporciona valores de BCF diferenciados para las raíces y la
parte aérea de la planta (Veerkamp, W. y ten Berge, W., 1995; IHOBE, 1998; Vik et
al., 1999; IHOBE, 2003). De acuerdo con él, la concentración de un contaminante en
una planta vendría dada por la siguiente expresión:
( ) ⎟⎟⎠
⎞⎜⎜⎝
⎛⋅+⋅+
⋅⋅+⋅=asdw
sraíz
raíztallo
tallosac HK
fBFCfBCFCCθρθ
ρ'
( )82,01010784,0 )05,2log95,0()78,1(log17999,0 2
+⋅⋅= −−− owow KKtalloBFC
82,010 )52,1log77,0( += −owKraízBFC
donde:
Cac = Concentración bioacumulada en la planta (mg contaminante/kg planta)
BCFtallo = Factor de bioacumulación correspondiente al tallo y hojas (l/kg peso
húmedo)
BCFraíz = Factor de bioacumulación correspondiente a la raíz (l/kg peso
húmedo)
Kow = Coeficiente de partición octanol-agua (l/kg)
ftallo = Fracción de tallos y hojas respecto al total de la planta
fraíz = Fracción de raíces respecto al total de la planta
sρ = Densidad del suelo (kg/l)
wθ = Volumen unitario de poros ocupados por agua (adimensional)
aθ = Volumen unitario de poros ocupados por aire (adimensional)
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.20
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Kd = Coeficiente de partición suelo-agua (l/kg)
H’ = Constante de Henry (adimensional)
Para contaminantes orgánicos, también se han desarrollado modelos más
sofisticados, concebidos específicamente para su uso en análisis de riesgos. Es el
caso de PLANTX (Trapp et al., 1995), modelo basado en coeficientes de partición
entre fases que simula de forma dinámica los procesos de absorción radicular,
metabolización y acumulación de contaminantes xenobióticos en raíces, tallos, hojas
y frutos y cuya aplicación requiere un número limitado de datos de entrada. Otro
modelo, desarrollado sobre las mismas bases, es PLANTE que permite estimar la
absorción por las plantas de contaminantes presentes en el aire durante la
transpiración.
Asimismo, se han desarrollado expresiones matemáticas que permiten
estimar la concentración de un contaminante en una planta como consecuencia de
la deposición de polvo contaminado que se encuentra suspendido en el aire
(Veerkamp, W. y ten Berge, W. 1995).
La transferencia y acumulación de contaminantes en niveles superiores de la
cadena trófica también ha sido y es objeto de investigación, si bien la cuantificación
de las concentraciones resultantes plantea aún más dificultades e incertidumbres.
En la actualidad se dispone de algunos modelos simples que permiten estimar las
concentraciones de contaminantes orgánicos en carne, leche y huevos del ganado
(Veerkamp, W. y ten Berge, W., 1995) o del pescado (Vik et al., 1999) y su posterior
incorporación a receptores humanos. Todos se apoyan en la formulación de
coeficientes de partición del contaminante en el tejido graso del animal/alimento en
cuestión a partir de los valores del coeficiente de partición octanol-agua (Travis et
al., 1988; Kenaga, 1980).
Finalmente, de cara a su utilización en análisis simplificados de riesgos para
ecosistemas, se han formulado expresiones simples que proporcionan valores
aproximados del factor de bioacumulación de un contaminante orgánico en grandes
grupos de organismos a partir de su coeficiente de partición octanol-agua. Como
ejemplo de esta tendencia se citan las siguientes expresiones:
Unidad 3: Procesos y Modelos de Migración de Contaminantes 3.21
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
Para plantas (USEPA, 1999):
owKBFC log578,0588,1log ⋅−=
Para invertebrados (USEPA, 1999):
146,1log819,0log −⋅= owKBFC
Para peces (SFT, 1999):
owKICBF ⋅=
donde I es el contenido en lípidos del pez (%).
Algunas expresiones facilitadas en este apartado para estimar los factores de
bioacumulación, así como otras disponibles en la bibliografía especializada,
proporcionan los valores referidos a peso húmedo (o fresco) del tejido implicado
(hojas, raíces, etc.), mientras que otras los refieren al peso seco. A efectos de su
correcta utilización, se recomienda consultar este aspecto en las referencias
originales y realizar las correcciones que resulten oportunas en cada caso.
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.1
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
4.1. PREVENCIÓN Y CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN ....................... 3
4.1.1. Control en el origen de la contaminación ........................................ 3
4.1.2. Control regional y en las captaciones ............................................. 3
4.2. MEDIDAS CORRECTIVAS .................................................................... 4
4.3. DEPURACIÓN DE AGUA CONTAMINADA........................................... 5
4.3.1. FILTROS DE ARENA...................................................................... 6
4.3.1.1. Fundamentos ........................................................................... 6
4.3.1.1.1. Filtros multicapa................................................................... 7
4.3.1.2. Campo de aplicación ............................................................... 7
4.3.1.3. Costes...................................................................................... 8
4.3.1.4. Aspectos ambientales .............................................................. 8
4.3.2. SEPARADORES DE ACEITES....................................................... 9
4.3.2.1. Fundamentos ........................................................................... 9
4.3.2.2. Campo de aplicación ............................................................. 10
4.3.2.3. Costes.................................................................................... 11
4.3.2.4. Aspectos ambientales ............................................................ 11
4.3.3. SEPARADORES POR VAPOR..................................................... 11
4.3.3.1. Fundamentos ......................................................................... 11
4.3.3.2. Campo de aplicación ............................................................. 13
4.3.3.3. Costes.................................................................................... 14
4.3.3.4. Aspectos ambientales ............................................................ 14
4.3.4. BIODISCOS .................................................................................. 14
4.3.4.1. Fundamentos ......................................................................... 14
4.3.4.2. Campo de aplicación ............................................................. 15
4.3.4.3. Costes.................................................................................... 16
4.3.4.4. Aspectos ambientales ............................................................ 16
4.3.5. BIORREACTORES ....................................................................... 16
4.3.5.1. Fundamentos ......................................................................... 16
4.3.5.2. Campo de aplicación ............................................................. 17
4.3.5.3. Costes.................................................................................... 18
4.3.5.4. Aspectos ambientales ............................................................ 18
4.3.6. FILTROS DE CARBÓN ACTIVO .................................................. 18
4.3.6.1. Fundamentos ......................................................................... 18
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.2
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
4.3.6.2. Campo de aplicación ............................................................. 19
4.3.6.3. Costes.................................................................................... 19
4.3.6.4. Aspectos ambientales ............................................................ 19
4.3.7. FILTROS DE MEMBRANA ........................................................... 20
4.3.7.1. Fundamentos ......................................................................... 20
4.3.7.2. Campo de aplicación ............................................................. 21
4.3.7.2.1. Microfiltración..................................................................... 21
4.3.7.2.2. Ultrafiltración...................................................................... 22
4.3.7.2.3. Nanofiltración..................................................................... 22
4.3.7.2.4. Ósmosis inversa ................................................................ 22
4.3.7.3. Costes.................................................................................... 23
4.3.7.4. Aspectos ambientales ............................................................ 23
4.3.8. INTERCAMBIO IÓNICO ............................................................... 23
4.3.8.1. Fundamentos ......................................................................... 23
4.3.8.2. Campo de aplicación ............................................................. 24
4.3.8.3. Costes.................................................................................... 25
4.3.8.4. Aspectos ambientales ............................................................ 25
4.3.9. OXIDACIÓN QUÍMICA.................................................................. 25
4.3.9.1. Fundamentos ......................................................................... 25
4.3.9.1.1. Oxidación química por radiación ultravioleta ..................... 25
4.3.9.1.2. UV Fotólisis........................................................................ 26
4.3.9.1.3. Oxidación química ............................................................. 26
4.3.9.2. Campo de aplicación ............................................................. 27
4.3.9.3. Costes.................................................................................... 28
4.3.9.4. Aspectos ambientales ............................................................ 28
4.3.10. PRECIPITACIÓN....................................................................... 28
4.3.10.1. Fundamentos ......................................................................... 28
4.3.10.1.1. Coagulantes y floculación ................................................ 29
4.3.10.2. Campo de aplicación ............................................................. 30
4.3.10.3. Costes.................................................................................... 31
4.3.10.4. Aspectos ambientales ............................................................ 31
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.3
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
4.1. PREVENCIÓN Y CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN
La prevención y control de la contaminación en aguas subterráneas se puede
realizar actuando sobre el origen de la contaminación o sobre las captaciones.
4.1.1. CONTROL EN EL ORIGEN DE LA CONTAMINACIÓN
La corrección de los problemas de contaminación en las aguas subterráneas
es prácticamente imposible en la mayoría de los casos, por lo que hay que poner
especial énfasis en que la contaminación no llegue a producirse. Las medidas de
prevención son las siguientes:
• Vertederos o escombreras: buscar lugares impermeables, o bien recoger
los efluentes con sondeos o drenes.
• Aguas residuales urbanas: realizar una depuración previa al vertido final,
y tener precaución a la hora de utilizar los lodos de depuración. Por otra
parte, es importante realizar una correcta construcción y vigilancia de las
conducciones y de las fosas sépticas.
• Fertilizantes y plaguicidas: utilizar racionalmente y mesuradamente
estas sustancias.
• Actividades industriales: realizar un estudio hidrogeológico previo de las
permeabilidades y del sistema regional del flujo subterráneo. Tener un
especial cuidado con el almacenamiento subterráneo de residuos
peligrosos.
4.1.2. CONTROL REGIONAL Y EN LAS CAPTACIONES
• Debe existir una red regional de control periódico de calidad del agua subterránea, con especial atención a las áreas con captaciones para
abastecimiento.
• Deben realizarse perímetros de protección alrededor de las captaciones
para abastecimiento:
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.4
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• Un perímetro inmediato en terrenos de la misma propiedad de la
captación, con vigilancia absoluta.
• Un perímetro cercano (del orden de cientos de metros), en el que se
deben reglamentar las actividades que puedan afectar a la calidad de las
aguas subterráneas.
• Un perímetro lejano que englobe las áreas de recarga del flujo subterráneo
captado. En ocasiones, puede ser de varios kilómetros, y si no es posible
la prohibición de ciertas actividades, sí se debe extremar la vigilancia y el
control.
• Se deben construir correctamente las captaciones: sellado en superficie,
entubación ciega y/o sellado en los niveles acuíferos de mala calidad.
4.2. MEDIDAS CORRECTIVAS
Como ya se ha comentado con anterioridad, una vez que se ha producido la
contaminación de las aguas subterráneas y ha alcanzado una gran extensión, la
regeneración o depuración de las aguas es prácticamente inviable, técnica o
económicamente.
Las únicas medidas que pueden llegar a ser de utilidad, aunque muy
costosas, son las siguientes:
• Actuaciones en el origen de la contaminación: o Extracción de tierras o residuos en superficie.
o Aislamiento de los residuos, con impermeabilizaciones verticales o por
debajo de ellos.
o En el caso de que la contaminación alcance la capa freática, se puede
intentar hacer descender esta capa, mediante la utilización de barreras
o de bombeos.
o Control o desvío de la escorrentía superficial.
• Actuaciones en el acuífero:
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.5
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
o Bombeo de la superficie del acuífero en el caso de productos
petrolíferos, no miscibles, que por su menor densidad flotan sobre la
capa freática.
o Bombeo intenso del acuífero contaminado, con un caudal intermitente
o variable según se mejore el rendimiento. En ocasiones, también se
puede inyectar simultáneamente agua limpia.
o Flujo forzado de aire o de vapor para volatilizar los contaminantes,
normalmente en la zona no saturada.
o Construcción de barreras impermeables o filtrantes (con alguna
sustancia que retenga o actúe sobre el contaminante) en acuíferos
poco profundos.
Además, en varios de estos procesos se pueden utilizar bacterias para
degradar los contaminantes orgánicos.
En el caso de que sea obligatorio realizar una depuración de las aguas
subterráneas del acuífero, lo más utilizado es el bombeo y extracción para un
posterior tratamiento ex situ que restaure o remedie la calidad del agua: el agua se
extrae a la superficie, se trata para eliminar y extraer contaminantes y se devuelve a
la fuente. Los métodos de tratamiento del agua contaminada incluyen ósmosis
inversa, coagulación-precipitación, tratamiento biológico aeróbico y carbón activo.
El tratamiento de las aguas subterráneas también se puede realizar in situ,
por ejemplo, mediante la instalación de toneladas de hierro mezclado con arena en
el camino de los contaminantes en las aguas subterráneas; de esta manera, algunos
contaminantes orgánicos pueden reaccionar con el hierro, el cual se descompone en
otros compuestos. Otra técnica que está siendo estudiada en estos momentos es la
aplicación de microorganismos anaeróbicos que degradan los contaminantes in situ.
4.3. DEPURACIÓN DE AGUA CONTAMINADA
En la siguiente tabla se sintetizan las principales tecnologías de depuración
de agua contaminada.
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.6
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
TECNOLOGÍAS DESCRIPCIÓN APLICACIÓN
Filtros de arena El agua contaminada circula a través de un lecho de areno que retiene partículas en suspensión Ex situ
Separadores de aceites
Tanques de separación de hidrocarburos más densos que el agua Ex situ
Separadores de vapor Volatilización de COVs mediante la distribución a presión del agua con nebulizadores Ex situ
Biodiscos Se basa en procesos de biodegradación llevados a cabo por microorganismos dispuestos en soportes circulares que giran en el agua contaminada
Ex situ
Biorreactores Se depuran los contaminantes del agua mediante la acción de microorganismos que se desarrollan en un soporte adecuado dentro de un tanque
Ex situ
Filtros de carbón activo El lecho de carbón activo adsorbe en su superficie los contaminantes en disolución Ex situ
Filtros de membrana Diferentes tipos de materiales de filtración con diferentes tamaños de poro se utilizan para separar los contaminantes del agua
Ex situ
Intercambio iónico Intercambio de partículas cargadas entre el agua contaminada y la superficie de intercambio específica Ex situ
Oxidación química El agua contaminada fluye a través de un tanque al que se añaden diferentes agentes oxidantes fuertes que destruyen los contaminantes
Ex situ
Precipitación Transformación de contaminantes en disolución en sólidos insolubles para facilitar su posterior extracción Ex situ
4.3.1. FILTROS DE ARENA 4.3.1.1. Fundamentos
Los filtros de arena constituyen un método físico de depuración de agua
contaminada, que suele aplicarse como complemento a otras tecnologías. El
material de filtrado más común es la arena, aunque existen filtros multicapa,
combinando arena y antracita, que presentan un alto rendimiento.
La filtración de agua contaminada se utiliza para separar sólidos en
suspensión, tanto orgánicos como inorgánicos. El proceso de filtrado consiste en
repartir uniformemente el agua contaminada sobre el lecho del filtro, goteando sobre
el material filtrante a la vez que se introduce aire en el lecho en la misma dirección
del agua o a contracorriente. En el fondo del depósito hay un espacio vacío para
evacuación del filtrado e inyección del aire y fluidos de lavado. Una placa soporta el
lecho filtrante, la cual puede llevar colectores ranurados que permiten la salida del
agua pero no de la arena, que es de granulometría uniforme.
Además de retener los sólidos en suspensión, este proceso elimina materia
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.7
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
orgánica disuelta y permite la nitrificación. Los sólidos que han quedado retenidos en
el filtro se eliminan por un lavado a contracorriente con aire y agua, una vez que el
material del filtro ha quedado saturado.
4.3.1.1.1. Filtros multicapa
La eficacia de los filtros se multiplica cuando el lecho de filtrado está
constituido por varias capas. Los más utilizados son los de doble capa, en general
con una capa de antracita y otra de arena. La antracita se sitúa en la capa superior y
la arena en la inferior. La granulometría superior y la menor densidad hace que la
antracita se mantenga en la capa superior a lo largo del proceso de filtrado. La
principal ventaja de este sistema es que la filtración tiene lugar a través de todo el
filtro en lugar de únicamente en las capas superficiales como en los anteriores.
4.3.1.2. Campo de aplicación
La principal ventaja de este método es que combina de forma sencilla
diferentes efectos de depuración, tales como:
• Eliminación de materia orgánica biodegradable
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.8
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
• Eliminación de sustancias difíciles de degradar o no degradables
• Eliminación de compuestos de nitrógeno y fósforo.
• Eliminación de los sólidos en suspensión
• Eliminación de compuestos tóxicos, como metales pesados
El rendimiento de los filtros de arena depende de varios factores:
• Carga hidráulica: a menor carga, mayor eficacia
• Tamaño de las partículas del lecho: a menor diámetro, mayor eficacia
• Profundidad del lecho: a mayor profundidad, mayor eficacia
• Utilización de coagulantes y/o floculantes: pueden aumentar el rendimiento
de retención sobre todo para partículas pequeñas.
Pueden retener entre 0,5 - 5 mg/I de partículas en suspensión.
4.3.1.3. Costes
La capa de contaminantes retenida en los filtros de arena debe ser gestionada
posteriormente en función del tipo de residuo que constituyen. El coste por retirarlo
suele estar alrededor de 125 €/t. Los costes de tratamiento por m3 de agua tratada,
excluyendo su posterior gestión, son:
CAUDAL (m3/h) COSTE por m3 (€)
< 10
10-25
25-50
0,375
0,175
0,15
4.3.1.4. Aspectos ambientales
En el caso de filtros de agua que funcionan de forma continua, el gasto
energético es de 0,5 kWh/m3.
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.9
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
4.3.2. SEPARADORES DE ACEITES 4.3.2.1. Fundamentos
El objetivo de esta técnica es separar las grasas orgánicas y los aceites del
agua, ya que pueden ser productos peligrosos o resultar problemáticas a la hora de
aplicar tratamientos posteriores, atascando instalaciones, descomponiéndose o
produciendo olores. Las grasas y aceites pueden presentarse de distintas formas,
según las cuales se tratarán por distintos medios:
• En forma libre, sin disolverse y emulsionarse: se pueden separar por
cámaras de flotación simples, las cuales no suelen conseguir elevados
rendimientos de tratamiento incluso para tiempos de retención elevados.
• En forma emulsionada: los tamaños de las partículas en este caso son
muy inferiores a los anteriores, de forma que es necesaria la utilización de
separadores de coalescencia.
• En forma disuelta: en estos casos se deberán utilizar otras técnicas como
la extracción con disolventes, absorción o ultrafiltración.
El proceso de separación de grasa y aceites, se realiza por etapas, que
pueden llevarse a cabo en un único tanque de separación o en varios.
• Decantación: en caso de que el agua de entrada tenga un alto contenido
de partículas en suspensión, es conveniente separadas previamente en un
predecantador, lo cual evita el ensuciamiento continuo de los separadores.
En caso de que el agua no lleve altas concentraciones de partículas, se
puede prescindir de un decantador separado, ya que los separadores
disponen de precámara de decantación.
• Flotación y separación de fases ligeras: del decantador o de la
precámara de decantación se pasa al separador de hidrocarburos. En este
elemento se realiza la separación de las dos fases, de forma que la fase
ligera contendrá aceites, grasas o disolventes inmiscibles, y la pesada,
agua. Esta parte del proceso es el núcleo de la instalación. En el caso de
los separadores por coalescencia, se hace pasar el agua a través de una
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.10
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
serie de lamelas coalescedoras que originan un flujo laminar. La fase
ligera es separada y vertida al depósito de almacenaje con mayor
rendimiento que con un separador convencional.
• Almacenaje de aceite: el aceite separado es conducido por gravedad a
un depósito donde se almacena para ser finalmente recogido y
gestionado.
4.3.2.2. Campo de aplicación
Los separadores convencionales se utilizan para aquellas grasas y aceites
que se encuentren en fase libre, y los de coalescencia para aquellas que se
encuentran en forma de emulsión en el agua subterránea. La separación de las
mismas se produce por el ascenso de las grasas formando una capa continua en la
superficie. El funcionamiento de este sistema no depende del contenido en hierro y
manganeso ni de la dureza del agua.
Un separador de aceites convencional suele producir efluentes con
concentraciones de 100 mg/I de grasas, mientras que uno de coalescencia, llega a
concentraciones finales de 5 - 20 mg/I.
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.11
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
4.3.2.3. Costes
Los costes de eliminación y vertido de las capas de aceite están alrededor de
150 - 250 €/t. El coste del tratamiento por metro cúbico, excluyendo la eliminación de
los aceites residuales, depende del caudal a tratar:
CAUDAL (m3/h) COSTE por m3 (€)
Hasta 10
10-25
25-50
0,1
0,075
0,05
4.3.2.4. Aspectos ambientales
La eliminación de grasas y aceites por este tipo de sistemas llevan unos
costes energéticos asociados muy bajos. En el proceso de tratamiento, se pueden
liberar compuestos orgánicos volátiles, que deben recogerse y tratarse, utilizando
generalmente filtros de carbón activo.
Los productos residuales de los separadores de grasas y aceites deben ser
tratados por un gestor autorizado. Deben implantarse las medidas de seguridad
necesarias para el manejo de las grasas eliminadas.
4.3.3. SEPARADORES POR VAPOR 4.3.3.1. Fundamentos
La separación por vapor es un tratamiento físico-químico de aguas ex situ a
través del cual, los compuestos volátiles se separan del agua al aumentar la
superficie de contacto entre el agua y el aire. Se pueden utilizar distintos tipos de
aireación, tales como torres de relleno, tanques de aireación o aireación difusa.
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.12
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
En el tratamiento de agua subterránea se suelen utilizar generalmente las
torres de relleno, que incluyen un pulverizador en la parte superior de la torre, el cual
distribuye el agua contaminada sobre el relleno, un ventilador que introduce el aire a
contracorriente y un sumidero en la parte inferior que recoge el agua
descontaminada. Se puede añadir equipamiento auxiliar incluyendo calentadores de
aire para aumentar el rendimiento, sistemas de control automático, control y
tratamiento de emisiones de gases y oxidantes térmicos o catalíticos. Las torres de
relleno pueden ser fijas o móviles.
Otro sistema muy extendido son los tanques de aireación, que separan los
compuestos volátiles inyectando aire en un tanque que contiene el agua
contaminada. Un inyector del aire junto con tuberías de distribución aseguran el
contacto aire-agua sin la necesidad de materiales de relleno. Los tabiques o las
múltiples unidades del tanque aseguran un tiempo de residencia adecuado para la
volatilización. El tamaño de los tanques de aireación es bastante menor que el de
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.13
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
las torres (menos de 2 m en lugar de 5-12 m) y se adaptan fácilmente a diferentes
composiciones/flujos de entrada, añadiendo o quitando bandejas o cámaras. Una
innovación reciente es lo que se denomina separación por vapor de bajo perfil, que
se lleva a cabo por una serie de bandejas en una cámara muy pequeña que
maximiza el contacto aire-agua y minimiza el espacio.
4.3.3.2. Campo de aplicación
Esta técnica se utiliza para separar compuestos orgánicos volátiles
halogenados o no halogenados del agua. La constante de Henry determina si la
separación por vapor es aplicable o no, teniendo que ser siempre superior a 0,01
atm·m3/mol. Entre los compuestos que pueden ser eliminados se incluyen BTEX,
cloroetano, TCE, DCE y PCE.
Esta tecnología requiere limpiezas periódicas debido a la posible acumulación
de compuestos inorgánicos en la estructura o el desarrollo de microorganismos. En
el caso de contaminantes con baja volatilidad, puede ser necesario un calentamiento
previo del agua subterránea. Se deben tratar las emisiones gaseosas que se
producen.
El rendimiento se sitúa alrededor del 99% para torres de 4,6-6 m con relleno
convencional. El rendimiento se puede aumentar añadiendo una segunda torre en
serie con la primera, calentando el agua contaminada o cambiando el relleno de la
torre. Una posible aplicación es la instalación de unidades térmicas de tratamiento
para emisiones de gases las cuales se pueden utilizar a su vez como fuente de
calor. En el caso de los tanques, el rendimiento aumenta al añadir cámaras o
bandejas o aumentando el aire a circular, según el diseño del tanque.
A la hora de seleccionar correctamente el tamaño y el relleno de la torre, se
deben tener en cuenta los siguientes datos: flujos de entrada de agua, rango de
temperaturas del agua y del aire, forma de operación (en continuo o intermitente),
restricciones de altura, concentraciones y tipos de contaminantes, contenido
inorgánico, pH y restricciones de contaminación para el agua y gas efluentes.
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.14
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
4.3.3.3. Costes
El factor más importante dentro el coste global de la separación por vapor es
la electricidad requerida para las bombas de agua y el inyector de aire. Los costes
dependen a su vez del rendimiento que se requiera, es decir, de la concentración de
contaminantes que se pretenda alcanzar en el efluente. El mayor o menor
rendimiento se consigue utilizando una o varias unidades en serie, lo que hace
variar los costes. En el caso de disolventes clorados, el coste depende de la
concentración de entrada, siendo:
Nº DE UNIDADES CONCENTRACIÓN (μg/l) COSTE (€/m3)
1
2 en serie
3 en serie
1.000
10.000
100.000
0,2
0,35
0,625
4.3.3.4. Aspectos ambientales
La aplicación de los separadores por vapor requiere una depuración posterior
del aire, ya sea con filtros de carbón activo o con biofiltros. El consumo energético
depende del tratamiento de aire posterior, siendo de 0,3 - 0,5 kWh/m3 si se utilizan
filtros de carbón activo, y entre 0,1 - 0,2 kWh/m3 para los biofiltros.
4.3.4. BIODISCOS 4.3.4.1. Fundamentos
Los biodiscos son un proceso biológico de tratamiento de aguas
contaminadas. La particularidad de esta técnica reside en que el 95% de la biomasa
está fija en un soporte o biodisco constituido por un conjunto de placas de material
plástico, ensambladas a un eje horizontal que gira lentamente, de forma que un
40% de su superficie se encuentra sumergida en el agua.
A medida que el biodisco gira, la película de microorganismos que se
desarrolla en su superficie, alterna el contacto con el agua a tratar y con el aire. De
esta forma, cuando está en contacto con el aire acumula oxígeno que utiliza para
degradar los compuestos que absorbe al estar en contacto con el agua. El propio
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.15
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
rozamiento del agua con la biomasa hace que se desprenda la biomasa sobrante,
manteniendo un espesor constante.
Otro rasgo importante de esta técnica es la capacidad para degradar amonio.
La nitrificación por biodiscos depende de la carga hidráulica y de la carga de DBO, la
cual debe ser inferior a 5 g/m2/día.
4.3.4.2. Campo de aplicación
Esta técnica se utiliza para degradar compuestos orgánicos biodegradables,
con un tiempo de tratamiento de 0,5 - 2 horas.
Presenta varias ventajas en relación con otros sistemas de depuración
biológica, ya que no requiere personal especializado para su mantenimiento, no se
necesita controlar el oxígeno disuelto, no produce olores y ocupa poco espacio. En
cuanto a desventajas, la instalación es más cara que en otros sistemas, y la
reparación en caso de roturas es también más costosa, necesitando mantenimiento
constante.
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.16
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
El rendimiento de esta técnica depende del tipo y concentración de los
compuestos que se pretenda eliminar.
4.3.4.3. Costes
Los costes por tratamiento dependen del caudal de agua a tratar, siendo:
CAUDAL (m3/h) COSTE por m3 (€)
Hasta 10
10-25
25-50
0,25
0,2
0,15
4.3.4.4. Aspectos ambientales
El rendimiento energético de los biodiscos es alto, ya que la tasa de
degradación es alta, presentando un gasto energético alrededor de 0,05 - 0,1
kWh/m3. Las emisiones de compuestos volátiles u otros gases del sistema son muy
bajas. Si las concentraciones en el efluente son altas, se pueden aplicar tratamientos
terciarios como filtros de arena o filtros de carbón activo. Puede ser necesaria la
adición de nutrientes dependiendo de la composición del agua a tratar.
CONTAMINANTES RENDIMIENTO (%) EFLUENTE (μg/l)
Aceites minerales
Compuestos aromáticos
Nafttaleno
PAHs
Clorobenceno
50-99
85-99
85-99
65-99
90-99
50
2
<5
<5
10
4.3.5. BIORREACTORES 4.3.5.1. Fundamentos
Los biorreactores son una tecnología de depuración biológica de aguas
contaminadas, y están constituidos por tanques rellenos de materiales
generalmente plásticos de alta superficie específica por los que circula el agua. De
esta forma, se dispone de una gran superficie de adhesión sobre la que los
microorganismos se desarrollan, obteniendo gran cantidad de biomasa en un
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.17
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
volumen pequeño, por lo que la velocidad del tratamiento es más alta lo que permite
tiempos de retención del agua más reducidos. Puede ser necesario añadir algún
nutriente en el agua contaminada para optimizar la actividad de los
microorganismos, en general nitrógeno y fósforo.
En los biorreactores, el material de soporte más utilizado es poliuretano. El
biorreactor consta de varias capas en serie, rellenas de poliuretano reticulado,
completamente sumergidas, de forma que el agua fluye a través del reactor, a la
vez que cada capa es aireada con el aire de la capa precedente lo cual evita el paso
a estado gaseoso de compuestos volátiles.
4.3.5.2. Campo de aplicación
La principal condición para aplicar esta tecnología, es la presencia de
contaminantes orgánicos que puedan ser biodegradados en 0,5 - 1 hora. Si el
contenido en hierro supera los 25 mg/I, el agua debe ser tratada antes de entrar en
el biorreactor.
Esta técnica no es recomendable para aquellos casos en los que se
extraigan pequeñas cantidades de agua subterránea, ya que la biomasa no tendría
tiempo de desarrollarse en cantidades adecuadas sobre el soporte y la
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.18
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
biodegradación sería mínima.
El rendimiento de esta tecnología depende del tipo y concentración de la
contaminación. Basándose en experiencias previas, se pueden establecer los
siguientes rendimientos:
CONTAMINANTES RENDIMIENTO (%) EFLUENTE (μg/l)
Aceites minerales
Aromáticos
Nafttaleno
PAHs
Clorobenceno
50-99
85-99
85-99
65-99
90-99
50
2
<0,1
<0,1
10
4.3.5.3. Costes
Los costes de tratamiento suelen situarse entre los siguientes valores,
dependiendo del caudal:
CAUDAL (m3/h) COSTE por m3 (€)
Hasta 10
10-25
25-50
0,25
0,2
0,15
4.3.5.4. Aspectos ambientales
Como aspecto ambiental a destacar, debe tenerse en cuenta el consumo
energético asociado a la implantación de esta técnica, así como la producción de
residuos.
4.3.6. FILTROS DE CARBÓN ACTIVO 4.3.6.1. Fundamentos
La filtración con carbón activo es una técnica para el tratamiento de
contaminantes orgánicos; basada en la adsorción física de los mismos en las
partículas de un lecho adsorbente (carbón activo). Esta técnica se utiliza, tal y como
se comentó en el apartado 2.1.3., para la depuración de aire contaminado,
utilizándose también para la depuración de aguas contaminadas, mediante el mismo
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.19
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
principio de acción que para el aire. El agua a tratar se hace circular a través del
lecho adsorbente hasta que se alcanzan las concentraciones deseadas en el
efluente. Las características de los filtros y su funcionamiento es el mismo para el
agua contaminada que para el aire, por lo que no se incluyen a continuación.
4.3.6.2. Campo de aplicación
Esta técnica es aplicable a aguas contaminadas con hidrocarburos, COSVs y
explosivos. El rendimiento es inferior para COVs halogenados y para pesticidas. Los
filtros de carbón activo presentan su mejor rendimiento para contaminantes a baja
concentración (menos de 10 mg/l), independientemente del caudal de agua a tratar.
Si se pretenden eliminar grandes concentraciones de contaminantes, se debe
reducir el caudal del agua, aumentando el tiempo de residencia de la misma.
Un alto contenido en partículas en el influente o el desarrollo de sustratos
microbianos en el filtro pueden reducir el caudal efectivo y la eficacia del
tratamiento.
En condiciones normales de diseño y operación, se obtienen rendimientos de
adsorción de COSVs mayores del 95% para concentraciones bajas en el agua a
tratar.
4.3.6.3. Costes
Los costes del tratamiento dependen del caudal a tratar:
CAUDAL (m3/h) COSTE por m3 (€)
Hasta 10
10-25
25-50
0,15
0,
0,075
4.3.6.4. Aspectos ambientales
Al igual que para el tratamiento de aire contaminado, en el caso de agua, los
filtros de carbón activo son un sistema seguro y fiable dentro de su ámbito de
aplicación. Los filtros agotados constituyen residuos que deben gestionarse
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.20
Master en Gestión, Tratamiento y Depuración de Aguas
adecuadamente (vertido controlado o regeneración).
4.3.7. FILTROS DE MEMBRANA 4.3.7.1. Fundamentos
Los filtros de membrana son barreras selectivas que impiden el paso de
algunos compuestos y permiten el paso de otros. Para que se produzca el paso por
la membrana se requiere algún tipo de fuerza (por ejemplo, una diferencia de
potencial). Los procesos de filtración por membrana se suelen clasificar por el tipo
de fuerza que interviene, incluyendo presión, concentración, potencial eléctrico y
temperatura. Los métodos que se discuten a continuación, únicamente incluyen
fuerzas de presión.
Dentro de los procesos de membrana por presión se suelen distinguir cuatro
categorías en función del tamaño del poro: microfiltración, ultrafiltración,
nanofiltración y ósmosis inversa. los rangos de presión son los siguientes:
PROCESO DE MEMBRANA RANGO DE PRESIÓN (psi)
Microfiltración
Ultrafiltración
Nanofiltración
Ósmosis inversa
5-45
7-100
50-150
100-150
Los procesos a alta presión, como la nanofiltración y la ósmosis inversa tienen
un tamaño de poro relativamente pequeño comparado con los otros dos, y eliminan
contaminantes principalmente por difusión química. La microfiltración y la
ultrafiltración eliminan los contaminantes por procesos físicos de filtrado. Los
primeros tienden a eliminar un rango más amplio de contaminantes, aunque a costa
de un mayor gasto energético.
La composición química de las membranas y en particular la carga superficial
y su hidrofobicidad, juegan un papel importante en las características de rechazo de
contaminantes, ya que las membranas también los eliminan por adsorción. La
configuración de la membrana y el límite o umbral de peso molecular también
influyen en la capacidad de rechazo. Estas características se deben tener en cuenta
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.21
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en función de la composición del agua a depurar.
La composición del agua y su temperatura son fundamentales para los
procesos de membrana. Las bajas temperaturas hacen el filtrado muy lento. Las
membranas suelen ser capaces de filtrar a temperaturas de hasta 90°C, de forma
que si el agua a filtrar está a temperaturas superiores, debe ser enfriada
previamente. Dependiendo de la composición de entrada puede ser necesario algún
pretratamiento, sobre todo para los procesos a alta presión. Debido al tamaño de
poro tan pequeño, es bastante frecuente que estas membranas se colmaten, por eso
es conveniente realizar tratamientos anteriores para eliminar partículas y algunos
compuestos que pueden precipitar al entrar en contacto con la superficie de la
membrana, como es el caso de algunos metales (calcio, manganeso, hierro, etc.) y
algunos compuestos orgánicos.
La cantidad de agua que se recupera tras el filtrado es superior en el caso de
la microfiltración y la ultrafiltración que en las otras dos técnicas.
PROCESO DE MEMBRANA AGUA RECUPERADA
Microfiltración
Ultrafiltración
Nanofiltración
Ósmosis inversa
99%
95%
85%
30-85%
4.3.7.2. Campo de aplicación 4.3.7.2.1. Microfiltración
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.22
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El tamaño de poro de las membranas de microfiltración oscila entre 0,01 y 10
μm, siendo capaces de retener partículas coloidales y microorganismos. Algunos
iones pueden quedar atrapados en caso de que precipiten a su paso por la
membrana. Cuando la carga de contaminación en forma de partículas muy finas sea
elevada, se puede realizar una coagulación previa a la microfiltración.
4.3.7.2.2. Ultrafiltración
Este método es capaz de eliminar compuestos particulados o coloidales,
macromoléculas y microorganismos, ya que presentan tamaños de poro entre 0,005
y 0,3 μm. Se suele utilizar como un pretratamiento de la ósmosis inversa, como
separador de aceite-agua y para eliminar compuestos orgánicos. En este tipo de
filtración, los compuestos disueltos (iones) pasan a través de la membrana, aunque
al igual que en la anterior, pueden quedar retenidos los iones que precipiten.
4.3.7.2.3. Nanofiltración
La nanofiltración es un proceso de membrana con características intermedias
entre una ultrafiltración y una ósmosis inversa y un tamaño de poro de unos 0,5 μm.
Funciona de forma óptima con moléculas de gran tamaño, y supone un gran ahorro
de energía y aditivos comparado con la ósmosis inversa.
4.3.7.2.4. Ósmosis inversa
Este tipo de filtración separa partículas de muy pequeño tamaño, menores de
0,1 nm, utilizando altas presiones. En algunos casos, el agua y los productos
separados pueden ser reutilizados, ya que el grado de depuración es muy elevado.
Se suele aplicar para metales, sales, ácidos, bases y compuestos orgánicos
presentes en el agua subterránea. Debido a la capa de agua pura que cubre la
membrana, los iones no pueden atravesarla. Se suele aplicar para procesos de
desalinización de agua potable o depuración de lixiviados.
La utilización de las membranas y la adecuada elección de la misma
dependen de una serie de parámetros relacionados con el agua a tratar, tales como
su dureza y el contenido en hierro, silicatos y partículas.
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.23
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El rendimiento óptimo de la filtración con membranas es de 90-99%.
4.3.7.3. Costes
El coste de la filtración depende del tipo de membrana que se quiera utilizar y
de la concentración de contaminantes en el efluente que se quiera alcanzar. En
general, los costes se sitúan entre 1 y 8 €/m3.
4.3.7.4. Aspectos ambientales
Los productos retenidos en las membranas presentan contaminantes, metales
y sales en elevadas concentraciones, de forma que deben ser gestionados o
tratados adecuadamente. El gasto energético es alto debido a las bombas de
presión.
4.3.8. INTERCAMBIO IÓNICO 4.3.8.1. Fundamentos
El intercambio iónico es una técnica de aplicación ex situ consistente en la
adsorción de iones de la fase acuosa mediante el intercambio de cationes o aniones
entre los contaminantes y un medio diseñado específicamente para el proceso. Los
materiales comúnmente utilizados son resinas de materiales orgánicos sintéticos
que contienen grupos funcionales iónicos que permiten el intercambio con los iones
del agua contaminada. También se emplean materiales naturales y polímeros
orgánicos, como las zeolitas. Los materiales empleados (resinas) una vez agotados
pueden ser regenerados.
Una resina orgánica de intercambio está compuesta por polielectrolitos de alto
peso molecular que pueden intercambiar sus iones móviles por iones de carga
similar que se encuentren en el medio circundante. Cada resina tiene un número
definido de iones móviles, lo que marca el número máximo de posibles intercambios.
Una vez que el proceso ha finalizado y la resina ha agotado toda su
capacidad de intercambio, se debe regenerar. En primer lugar se realiza un lavado a
contracorriente que elimina los sólidos en suspensión. A continuación se introduce la
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.24
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solución de regeneración que transforma la resina a su composición original para
que vuelva a ser utilizada. La solución de regeneración se debe tratar a continuación
y poder ser utilizada. El proceso de regeneración suele tardar entre 1 y 2 horas.
4.3.8.2. Campo de aplicación
El intercambio iónico es aplicable en la depuración de aguas contaminadas
por metales disueltos y radionucleidos en solución. También puede tratar
compuestos inorgánicos (nitratos, nitrógeno amoniacal y silicatos). La tecnología
trata rangos de contaminación entre 200 y 500 ppm.
La presencia de aceites y grasas y contenidos de sólidos en suspensión
mayores de 10 ppm en las aguas subterráneas, puede obstruir el material de
intercambio iónico (resinas). Las sustancias oxidantes del agua a tratar pueden
deteriorar el material de intercambio iónico.
Con la aplicación de esta técnica se pueden obtener concentraciones de
iones de hasta 10-20 μg/I en el efluente. El rendimiento de esta técnica depende de
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.25
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la selectividad y la capacidad del intercambiador.
El pH del agua a tratar es un parámetro clave a la hora de seleccionar el
material de intercambio iónico. Datos como naturaleza y concentración de
contaminantes (contenido de óxidos, concentración de iones inorgánicos, metales)
así como capacidad de intercambio de los materiales a utilizar son parámetros
relevantes a la hora de efectuar su diseño.
4.3.8.3. Costes
El rango típico de coste de aplicación de esta técnica varía de 0,09 € a 0,25 €
por 1.000 l. Este coste incluye los pretratamientos necesarios, el consumo de
resinas y su regeneración. El coste de la operación varía entre 0,07 y 0,16 € por m3
de agua tratada.
4.3.8.4. Aspectos ambientales
El proceso de regeneración de la resina da lugar a una disolución
concentrada que requiere tratamiento. El consumo energético es bajo y se centra
sobre todo en el suministro a los equipos de bombeo.
4.3.9. OXIDACIÓN QUÍMICA 4.3.9.1. Fundamentos
4.3.9.1.1. Oxidación química por radiación ultravioleta
La oxidación química es un proceso de reducción de la toxicidad de las
sustancias químicas (orgánicas y explosivas) presentes en el agua, las cuales son
oxidadas a través de la irradiación de luz ultravioleta (fotocatálisis) adicionando
agentes oxidantes químicos al proceso. Los agentes químicos comúnmente usados
son el peróxido de hidrógeno y el ozono. El agente es inyectado en la unidad de
tratamiento ultravioleta en forma de solución acuosa, y en el caso del ozono, se
genera electrolíticamente y se inyecta como un gas.
Las reacciones de oxidación se alcanzan mediante la acción sinérgica de la
luz ultravioleta en combinación con ozono y/o peróxido de hidrógeno produciendo
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.26
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radicales hidróxilos activos que típicamente mineralizan los contaminantes del agua
dando lugar a dióxido de carbono, agua y sales (cuando la destrucción es completa).
La principal ventaja de esta técnica radica en que es un proceso de transformación
de contaminantes frente a otras técnicas en las cuales los contaminantes son
extraídos y separados en fases (separadores de vapor, carbón activo).
El proceso de oxidación por radiación ultravioleta se realiza generalmente con
lámparas de baja presión que operan a 65 watios de electricidad para los sistemas
de ozono y entre 15 y 60 watios para los sistemas de peróxido de hidrógeno.
4.3.9.1.2. UV Fotólisis
La fotólisis por ultravioleta es el proceso por el cual los enlaces químicos de
los contaminantes son rotos bajo la influencia de la luz ultravioleta. Los productos de
la fotodegradación varían en función de la matriz en la cual el proceso ocurre, sin
embargo la conversión completa de un contaminante orgánico a dióxido de carbono
y agua es poco probable.
4.3.9.1.3. Oxidación química
La técnica consiste en la mezcla de aguas contaminadas con agentes
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.27
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oxidantes en un reactor y con un tiempo de residencia tal que asegure las
reacciones de oxidación. Los agentes oxidantes pueden ser soluciones (hipoclorito
sódico) o un gas (ozono). Los agentes oxidantes comúnmente utilizados son el
ozono, el peróxido de hidrógeno, hipocloritos, cloruros y dióxidos clorados. Las
reacciones que se producen en la oxidación constituyen principalmente una
mineralización de los compuestos orgánicos a dióxido de carbono, agua y sales.
4.3.9.2. Campo de aplicación
La oxidación química por radiación ultravioleta es aplicable en el tratamiento
de compuestos orgánicos volátiles halogenados y no halogenados, orgánicos
semivolátiles y PCBs y más específicamente hidrocarburos del petróleo,
hidrocarburos clorados utilizados como disolventes y limpiadores en la industria y
sustancias explosivas como el TNT (trinitrotolueno). Esta técnica es más efectiva
para contaminantes que presentan enlaces dobles (tricloroetileno, percloroetileno y
cloruro de vinilo), así como para compuestos aromáticos simples (benceno, tolueno,
xilenos y fenoles).
En la práctica ningún contaminante orgánico que reaccione con el radical
hidróxilo puede ser tratado a través de esta técnica.
Puede ser necesario tratar previamente el agua contaminada en aquellos
casos que presente una gran turbidez, ya que si se pretende utilizar un sistema con
radiación ultravioleta, la turbidez puede dificultar su transmisión. Los sistemas de
UV/peróxido de hidrógeno son más sensibles a la turbidez del agua que los de
UV/ozono.
Por otro lado, el agua a tratar debe tener un contenido bajo de iones
metálicos pesados (menos del 10%) y de grasas y aceites insolubles para evitar que
se ensucie la camisa de cuarzo. Los sólidos en suspensión o sólidos formados por la
precipitación del hierro o del manganeso pueden obstruir también la camisa de
cuarzo, necesitando un pretratamiento para eliminarlos.
La oxidación incompleta o formación de compuestos contaminantes
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.28
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intermedios puede ocurrir dependiendo del tipo de contaminantes y de los agentes
oxidantes empleados. Cuando se utiliza como agente oxidante los cloruros, pueden
generarse productos no deseados como el clorometano.
El coste del proceso es excesivamente elevado para altas concentraciones de
contaminantes, debido al volumen de agentes oxidantes necesarios para llevar a
cabo el proceso.
Para tratamientos de compuestos aromáticos, EOX, disolventes clorados y
fenoles, pueden alcanzarse rendimientos del 99%.
Los factores que influyen en la implantación del sistema incluyen:
• Naturaleza y concentración de los contaminantes (selección y dosis del
oxidante, intensidad de la luz ultravioleta y duración del tratamiento)
• Grado de destrucción de los contaminantes
• Ratios de agua
• Pretratamiento o postratamiento
4.3.9.3. Costes
Los costes del tratamiento se estiman, para PAHs en concentraciones de 100
- 10.000 μg/l, alrededor de 1,5 - 3 €/m3 de agua tratada.
4.3.9.4. Aspectos ambientales
El consumo energético es relativamente alto, dependiendo de la
concentración final en el efluente que se requiera. Deben tomarse las medidas de
seguridad necesarias para el manejo de los productos químicos.
4.3.10. PRECIPITACIÓN 4.3.10.1. Fundamentos
La precipitación ha sido durante mucho tiempo el principal método para tratar
aguas residuales con altos contenidos en metales. Debido al buen funcionamiento
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.29
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de esta técnica, se utiliza igualmente para la precipitación de metales pesados del
agua subterránea, y algunas veces constituye un pretratamiento para otras
tecnologías (tales como oxidación química o la separación por vapor) en las que la
presencia de metales puede interferir con algún elemento del proceso.
El proceso de precipitación consiste en la conversión de los metales solubles
en sales insolubles, de forma que al precipitar, son fácilmente separables del agua
por medio de métodos físicos como la decantación y el filtrado. El proceso suele
requerir varios pasos, como un ajuste de pH, adición de un precipitante químico y
floculación. En general, los metales precipitan en forma de hidróxidos, sulfuros y
carbonatos. En algunos casos, el proceso permite la generación de Iodos que
pueden someterse a procesos de reciclaje de metales.
4.3.10.1.1. Coagulantes y floculación
En los procesos de precipitación, los agentes coagulantes y floculantes se
utilizan para incrementar el tamaño de las partículas favoreciendo su agregación.
Unidad 4: Depuración de Agua Contaminada 4.30
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Los procesos de precipitación pueden generar partículas de muy pequeño tamaño
que se mantienen en suspensión por las cargas electrostáticas de su superficie, y
que dan lugar a fuerzas repulsivas que impiden la agregación. Los agentes
coagulantes se suelen añadir para eliminar o reducir estas fuerzas repulsivas, y que
suelen ser de tres tipos: electrolitos inorgánicos (tales como cal, cloruro férrico y
sulfato ferroso), polímeros orgánicos y polielectrolitos sintéticos con grupos
funcionales aniónicos o catiónicos. Tras la adición de los coagulantes, se mezclan
despacio con el agua para favorecer el contacto entre partículas.
La tasa de coagulación-floculación depende de la oportunidad de contacto,
que varía por el flujo, la profundidad del tanque de mezcla, los gradientes de
velocidad del sistema, la concentración de partículas y la granulometría.
4.3.10.2. Campo de aplicación
Esta tecnología se aplica para eliminar del agua contaminada metales tóxicos
y radionucleidos. Dependiendo del diseño del proceso, los metales extraídos pueden
ser reciclados.
En el caso de tener mezclas de diferentes metales, la extracción de todos
ellos puede ser complicada, ya que las condiciones óptimas de precipitación de
alguno de ellos pueden ser inadecuadas para los demás. En este proceso pueden
generarse Iodos tóxicos, de forma que la adición de algunos reactivos debe ser
controlada para no dar lugar a concentraciones no aceptables de contaminantes en
los efluentes residuales. En el caso del cromo hexavalente, se requieren
tratamientos previos a una precipitación-floculación.
La tasa de eliminación de metales se sitúa alrededor del 33,5%, aunque varía
dependiendo de cada diseño específico del proceso.
Se requieren ensayos de laboratorio para determinar los parámetros de
operación, tales como tipo de reactivos y dosis, pH óptimo, tiempo de retención,
flujo, temperatura, selección de floculantes, tasas de filtración y decantación y
características y volumen de fangos.
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4.3.10.3. Costes
El coste de este tipo de plantas depende del caudal de diseño. Para caudales
de 75-250 I/min, los sistemas de precipitación oscilan entre 100.000 € y 135.000 €
respectivamente.
El principal factor que influye en las condiciones de operación es el coste de
los reactivos y la mano de obra. Los costes se estiman (sin incluir el posterior
vertido) en 0,09 € - 0,21 € cada 1.000 I de agua tratada que contenga una
concentración en metales de hasta 100 mg/I. El vertido de fangos puede incrementar
el coste en 0,15 € por cada 1.000 l. Los costes del vertido se estiman en 350 €/t.
4.3.10.4. Aspectos ambientales
La principal característica de este proceso es la transformación de los
contaminantes disueltos en fangos o precipitados, lo que hace necesaria la gestión
posterior de los mismos.
La dosificación de productos químicos puede afectar a la calidad del agua
subterránea a tratar, la cual puede requerir tratamientos posteriores.