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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



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.



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.



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.



• 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.



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



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



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



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



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



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.



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.



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.



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.



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



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.



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



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.



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.



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:



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)



• 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.



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.



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.



• 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.



• 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);



• 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).



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);



• 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.



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;



• 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



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



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



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).



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.



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



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.



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.



• 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):



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)



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:



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



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.



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.



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



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



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



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.



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


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



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



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



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



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.



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.



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.



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.



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.



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)



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



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,



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.



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.



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.)



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.



• 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,



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.



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).



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.



• 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)



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:



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



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).



• 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).



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.


(Bouma y otros, 1972).



• 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.


(Deutsch, 1963).

2.8.3. MECANISMOS DE PROPAGACIÓN ORIGINADOS EN LA ZONA SATURADA

A continuación se presentan dos ejemplos típicos de este mecanismo.



• 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.


(Deutsch, 1963).



• 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.



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.


(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.



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



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.



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.



• 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.



• 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.



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



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.



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.



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.



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.



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



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.



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:



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 +=



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:



• 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


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



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.



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.).



• 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



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



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.



• 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).



• 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).



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



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)


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.



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.



• 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



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.



• 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



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.



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).



• 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



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



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)



Kd = Coeficiente de partición suelo-agua (l/kg)


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:



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


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


4.3.3.3. Costes.................................................................................... 14


4.3.4. BIODISCOS .................................................................................. 14

4.3.4.1. Fundamentos ......................................................................... 14


4.3.4.3. Costes.................................................................................... 16


4.3.5. BIORREACTORES ....................................................................... 16

4.3.5.1. Fundamentos ......................................................................... 16


4.3.5.3. Costes.................................................................................... 18


4.3.6. FILTROS DE CARBÓN ACTIVO .................................................. 18

4.3.6.1. Fundamentos ......................................................................... 18




4.3.6.3. Costes.................................................................................... 19


4.3.7. FILTROS DE MEMBRANA ........................................................... 20

4.3.7.1. Fundamentos ......................................................................... 20


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


4.3.8. INTERCAMBIO IÓNICO ............................................................... 23

4.3.8.1. Fundamentos ......................................................................... 23


4.3.8.3. Costes.................................................................................... 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


4.3.9.3. Costes.................................................................................... 28


4.3.10. PRECIPITACIÓN....................................................................... 28

4.3.10.1. Fundamentos ......................................................................... 28

4.3.10.1.1. Coagulantes y floculación ................................................ 29


4.3.10.3. Costes.................................................................................... 31




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:



• 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:



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.



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



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



• 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.



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



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.


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.



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:


Hasta 10

10-25

25-50

0,1

0,075

0,05


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.



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



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.


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.



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


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



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.


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.



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:


Hasta 10

10-25

25-50

0,25

0,2

0,15


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



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.


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



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:


Hasta 10

10-25

25-50

0,25

0,2

0,15


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



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.


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:


Hasta 10

10-25

25-50

0,15

0,

0,075


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



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



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



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.



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.


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



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.


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



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.


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



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



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.


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



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.


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



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.



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.


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.



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.


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.

unidad 1: introducción a las aguas subterráneas 1 · de este total de agua de lluvia, se puede...

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