apuntes los suelos contaminados y su … · contenido en materia orgánica y lavado de los...

Los suelos contaminados y su gestión 1

Medio ambiente

APUNTES

LOS SUELOS CONTAMINADOS Y SU GESTIÓN

PARTE 2

Preparados por

Dra. Amparo Cortés Lucas

S.D. Edafologia Dept. Productes Naturals, Biologia Vegetal i Edafol ogia

Universitat de Barcelona

Para Master UTEM-UB

Febrero 2007

2 Los suelos contaminados y su gestión

Medio ambiente

3. CARACTERIZACIÓN DEL SUELO Conviene diferenciar dos niveles de caracterización: el primero que persigue un mejor conocimiento general de las propiedades y características de los suelos en su estado natural, y un segundo que tiene como objetivo la investigación de aspectos más concretos, como puede ser el estudio de la evolución de los contaminantes en el suelo, de su degradación, de la situación de degradación (estudios de impacto ambiental), de las mediadas correctores a aplicar, etc. Un estudio detallado del suelo comprende desde las capas más profundas, a partir del material geológico que lo generó, hasta las capas más superficiales que son las que reciben el material que se incorpora externamente al suelo (aportes orgánicos, residuos contaminados, etc.). En la caracterización de suelos se ha utilizado tradicionalmente el denominado método edafológico que tiene diversas modalidades. La principal es la conocida como método de los emplazamientos, consistente en la observación de unos hechos, la elaboración de unas hipótesis y el análisis de los datos recogidos sobre el terreno, teniendo siempre muy en cuenta las condiciones del entorno. Otra modalidad es la de los balances, que tiene también un valor dinámico ya que no se limita a la determinación de propiedades o características de forma aislada. La caracterización de suelos implica, en primer lugar, un trabajo de despacho, al que siguen un trabajo de campo y un trabajo de laboratorio. Los estudios en laboratorio se han hecho cada vez más importantes pero ello no ha disminuido la importancia de los estudios de campo. Cualquier análisis biológico, físico y químico del suelo solo tiene valor cuando va acompañado de una correcta descripción del suelo. Las descripciones de suelos incluyen cuatro bloques de información, uno de carácter general, referente a la localización, cartografía y condiciones del medio; otro sobre usos del terreno y tecnología de suelos; el tercero es el de la descripción propiamente dicha, que incluye la de todos y cada uno de los horizontes diferenciados en el campo, y un cuarto bloque con una propuesta de clasificación y manejo de los mismos. Para más detalles consultar la Guía FAO para la descripción de perfiles de suelo (FAO, 1990). Otro texto igualmente útil es el “Field Book for Describing and Sampling Soils” Version 2.0 del National Soil Survey Center, Natural Resources Conservation Service (USDA, 2002).


Medio ambiente

Las descripciones de perfiles o pediones, su muestreo o el muestreo de muestras superficiales y los análisis de laboratorio resultan caras y representan al mismo tiempo mucho trabajo; cada vez más se recurre al estudio de un pequeño número de perfiles y muestras superficiales para representar superficies muy extensas. Se comprenderá así la importancia que tiene la correcta selección de los puntos a describir y el diseño de un muestreo suficiente con vistas a la representatividad y validez del trabajo. Las observaciones de campo dan información sobre propiedades dimensionales como es la profundidad del solum, la homogeneidad de los diferentes horizontes que componen el suelo, la profundidad del suelo y espesor de los horizontes, la distribución de materiales gruesos y raíces; también recogen características morfológicas como color, estado de humedad, o presencia de raíces. Para el muestreo, los suelos pueden considerarse bien en función de unidades naturales de tipo de suelo con un desarrollo común, bien en función de unidades prácticas, referidas a un campo, zona industrial o unidad de explotación agrícola. En cualquier caso, los suelos a muestrear debe considerarse y tratarse como un volumen de muestra y las unidades elegirse lo más homogéneas como sea posible. Para ello, la zona objeto del muestreo debe ser examinada y, si es necesario, subdividida para aislar zonas no uniformes en cuanto a textura (clasificación de los componentes minerales del suelo por tamaño de partícula), color, morfología, drenaje y consistencia (depende del contenido de humedad y del tamaño de partículas que presenten los suelos), presencia o ausencia de cultivo, tipo de éste, etc. El principio básico del muestreo es que cada unidad de muestreo tenga la misma probabilidad de ser muestreada. La toma de muestras de suelos es una tarea compleja y son muchos los factores a tener en cuenta: a) representatividad: la parte esencial de toda metodología de muestreo es la de asegurarse que la muestra que se toma es representativa de aquello que se quiere analizar.

En el caso de muestras que contengan dos fases, por ejemplo, que presenten dos o más tamaños de partículas, una posible actuación es proceder a la mezcla de las fases, de la forma más eficaz posible. Otra forma de actuar consiste en obtener una muestra representativa de las diferentes fases y caracterizarlas por separado. En muestras que presenten una fase líquida y otra sólida se debería proceder a la filtración o a la decantación/filtración de las muestras, analizándose cada fase por separado.


Medio ambiente

b) homogeneización de las muestras. c) tipo de muestras. La diversidad de análisis obliga a la recogida de distintos tipos de muestras, según los análisis sean físicos (cilindros de muestras que mantienen su organización espacial), químicos y físico-químicos (muestras desagregadas) o micromorfológicos (volúmenes de muestras no alteradas).

Las muestras de los diversos horizontes se toman en la parte central de los mismos o a intervalos regulares de profundidad (práctica menos científica), no debiendo mezclarse, bajo ninguna circunstancia, los distintos horizontes de los suelos.

d) tamaño de las muestras e) número de muestras f) material equipo de muestreo Resulta útil consultar las páginas http://www.frtr.gov/site/samplematrix.html y http://www.frtr.gov/site/analysismatrix.html para todo lo relacionado con los equipos. g) estrategias de muestreo h) conservación de las muestras i) protección personal j) pretratamientos La analítica de suelos implica una preparación previa de las muestras que incluye el secado de las muestras en habitaciones o cámaras ventiladas donde no se superan los 35 0C de temperatura, y la tamización a 2mm para obtener la denominada fracción fina del suelo (fracción químicamente activa). Hoy en día, el uso de métodos analíticos de gran precisión, que utilizan cantidades pequeñas de muestra, aumenta significativamente la importancia de los errores en las operaciones de muestreo. Se ha demostrado que el error cometido durante la toma de muestras y la manipulación posterior es de tres a seis veces mayor que el que se ocasiona por la toma de submuestras y por los procedimientos analíticos, aún cuando el procedimiento de toma de muestras sea bastante adecuado. Cuando el error analítico es de una a tres veces menor que el error de muestreo, no tiene sentido intentar reducir el error analítico.


Medio ambiente

3.1. PROPIEDADES Y CARACTERÍSTICAS MÁS IMPORTANTES DE LOS SUELOS Estas propiedades y características derivan de la interacción de los factores de formación a través de los denominados procesos edafogenéticos. Unas propiedades alcanzan el equilibrio en sólo algunos cientos de años (por ejemplo, contenido en materia orgánica y lavado de los carbonatos), mientras que otras son de desarrollo mucho más lento, requiriendo del orden de muchas decenas de miles de años (por ejemplo, la translocación de arcilla). Todo ello pone de manifiesto que los distintos horizontes que componen los suelos necesitan de tiempos muy distintos para su formación. Las principales propiedades y características del suelo que no debieran faltar en cualquier tipo de estudio ambiental son: TEXTURA La textura expresa las características del suelo relacionadas con el tamaño de los componentes sólidos. Los términos granulometría y textura se utilizan muy a menudo como sinónimos,a pesar de no serlo. Para separar las distintas fracciones granulométricas es preciso establecer los límites entre cada una de ellas. El sistema más utilizado en Edafología es el adoptado por la Asociación Internacional de la Ciencia del Suelo (IASS) que es una adaptación del de Atterberg. Fracción gruesa, constituida por las gravas, elementos con un diámetro superior a los 2 mm. Dentro de las gravas se tienen: · Bloques de roca D < 20 cm · Piedras 20 > D > 2 cm · Gravas 2 > D > 0.2 cm Fracción fina, constituida por elementos con un diámetro inferior a los 2 mm. Dentro de la fracción fina hallamos: · Arena gruesa 2 > D > 0.2 mm · Arena fina 0,2 > D > 0,02 mm · Limo 0,02 > D > 0,002 mm · Arcilla 0,002 mm > D La textura se define siempre sobre la llamada fracción fina del suelo, que está constituida por

todas las partículas del suelo inferiores a 2 mm ∅ (o 2000 µm).


Medio ambiente

La razón por la cual la grava no se considera para definir la textura, es porque los tamaños de partícula son excesivamente grandes y presentan una superficie específica muy pequeña respecto al resto, con lo cual su participación en los procesos químicos que tienen lugar en el suelo, es prácticamente despreciable en la mayoría de los suelos.

Por otra parte, la textura de un suelo se define sólo para la fracción mineral, por lo que previamente debe ser eliminada la materia orgánica mediante oxidación con peróxido de hidrógeno (H2O2). También es necesario destruir previamente algunos agentes cementantes, como carbonatos y, en ocasiones, oxi-hidróxidos de hierro, puesto que su presencia puede generar agregados muy estables de partículas más pequeñas y desvirtuar el tamaño real de las mismas. En suelos salinos es preciso proceder al lavado inicial de las sales.

El peso de cada fracción textural, se determina por tamización o sedimentación y previa eliminación de los agentes cementantes, como ya se ha dicho anteriormente. Los porcentajes de arena, limo y arcilla, se representan en un diagrama triangular (triángulo de texturas) para definir un punto o clase textural (ver figura) definida por un nombre que nos indica el predominio de, o el equilibrio entre, las diferentes fracciones. Las clases texturales definidas por el término “franca/o”, corresponden a las texturas consideradas como más equilibradas. La mayoría de las propiedades físicas, químicas y fisicoquímicas están controladas por la granulometría : estructura, color consistencia, porosidad aireación, permeabilidad, hidromorfía, retención de agua, lavado, capacidad de cambio, reserva de nutrientes, etc.


Medio ambiente

Clases texturales según el USDA

ESTRUCTURA La estructura de un suelo se define como la organización que adoptan los constituyentes minerales y orgánicos del suelo, al agruparse en agregados. En la formación de las unidades estructurales interviene la floculación de los coloides (los coloides electropositivos, óxidos de hierro y aluminio por ejemplo, floculan en medio alcalino; mientras los coloides electronegativos, arcillas mineralógicas y compuestos húmicos, lo hacen en medio ácido). En presencia de potasio y sodio se floculan los minerales de la arcilla; en presencia de calcio y magnesio floculan minerales de la arcilla y compuestos húmicos. Son diversos los tipos de estructura que se pueden definir en los horizontes del suelo: grumosa, poliédrica, prismática, laminar, dispersa, etc. También el grado de estructuración puede ser cuantificado. Los suelos con estructura grumosa, estable, tienen una permeabilidad elevada, pero se lavan poco. Suelen contener reservas de agua en el interior de los grumos. Los suelos con estructura dispersa y pobres en elementos finos, tienen una permeabilidad media y se lavan bastante en términos relativos. Los suelos con estructura dispersa y ricos en elementos finos, tienen poca permeabilidad y poco lavado (pues los coloides tienden a hincharse con el agua). POROSIDAD


Medio ambiente

La textura del suelo permite dar una idea de su porosidad, que es una medida del volumen de espacios vacíos de materia sólida por volumen de suelo. El rango de variación de los valores de porosidad es de 40 a 60 % del volumen total del suelo. El aporte de aguas residuales puede modificar la porosidad del suelo en función de su contenido en sólidos disueltos. También los cambios estructurales repercuten en la porosidad. Estas variaciones, que operan en detrimento de las características del suelo, pueden ser compensadas por la presencia de materia orgánica humificada, que aumenta y estabiliza los agregados. PERMEABILIDAD La permeabilidad mide la facilidad que ofrece el suelo a dejarse penetrar por los fluidos. Depende de la porosidad y de otros factores como la geometría del sistema poroso (es tanto más elevada cuanto mayor sea la porosidad no capilar o macroporosidad). El fenómeno de la permeabilidad admite varias acepciones. Para un agricultor la permeabilidad es el tiempo que su suelo exige para secarse. El edafólogo considera la misma propiedad desde el punto de vista del lavado y de las migraciones descendentes de los elementos del suelo. Por último, para el que riega, la permeabilidad representa la facilidad de penetración del agua en el suelo y la rapidez con que avanza el frente de humectación. Tanto si se mira bajo el prisma del agua que penetra, como de la que escurre, siempre el factor común es la velocidad del proceso. Sobre la permeabilidad influyen tres propiedades primordiales del suelo: la textura, la estructura y el contenido en materia orgánica. Los suelos con estructuras estables son, en general, permeables, mientras que los suelos con estructuras inestables o degradadas, son poco permeables, sobre todo cuando la composición granulométrica está poco equilibrada. Los suelos arenosos pueden presentar también, en ciertos casos, una permeabilidad reducida, debido a la colmatación de los poros grandes por partículas de limo y por la ausencia casi total de materia orgánica. El tipo de humus es otro factor que influye en la permeabilidad: los humus forestales son generalmente permeables, pero esta permeabilidad depende mucho del grado inicial de humedad; en estado húmedo se hinchan fuertemente y retienen mucha humedad. Según la ley de Poiseuille, el flujo a través de un capilar es proporcional a la cuarta potencia del radio del mismo, lo que hace que disminuya de forma enorme dicho flujo al disminuir la luz del capilar. Así en el suelo el tránsito gravitacional no es posible mas que en los huecos capilares cuyo diámetro sea superior a las 30 mm. En los suelos muy porosos, la


Medio ambiente

permeabilidad se reduce, pues se comportan como esponjas, reteniendo una gran cantidad de agua por influencia de sus fuerzas de unión.

Los horizontes mor (ver más adelante) en particular, llegan a interceptar, gracias a su fuerte capacidad de retención, la casi totalidad de las aguas de lluvia, de manera que el sustrato mineral esta apenas humedecido. Esto no se produce en los mull, ya que al tener menor capacidad de retención permiten la infiltración de agua favoreciendo su distribución a lo largo del perfil. Después de un periodo seco prolongado, la permeabilidad de los horizontes humíferos desecados, ya sea mull o mor, debe ser muy elevada en razón del rehumedecimiento muy lento de la materia orgánica. Para medir la conductividad hidráulica (velocidad de circulación del agua a través del suelo) en el laboratorio se utilizan tubos de PVC o material similar con un diámetro comprendido entre 5 y 10 cm y una longitud de alrededor de los 50 cm. El tubo se rellena con tierra fina, o material menor de 2 mm, procedente de un horizonte concreto y hasta una altura semejante al espesor del horizonte. Una vez relleno se humedece y se deja secar para procurar que recupere su estructura original. En esta operación puede bajar el nivel inicial por lo que sería necesario volver a añadir material. Se puede repetir el proceso de humedecimiento y secado varias veces hasta conseguir el espesor deseado y una estructura adecuada. Una vez preparada la muestra se va añadiendo agua hasta formar una pequeña lámina en la superficie del suelo que debe mantenerse constante mediante una botella de Mariotte o dispositivo similar. El agua añadida se va recogiendo bajo la base del tubo durante un tiempo determinado, que suele estar comprendido entre una y dos horas. Transcurrido ese tiempo se mide el agua percolada a través del suelo y se aplica la Ley de Darcy:

K = (C • V)/(H • S) cm/h En la expresión anterior, K representa la conductividad hidráulica expresada en cm/hora. C y H representan las alturas correspondientes a la columna de suelo y al nivel de la lámina de agua respectivamente y expresadas ambas en centímetros. S es la sección del tubo expresada en centímetros cuadrados y V el volumen de agua recogido en una hora y expresado en centímetros cúbicos. Valores de K inferiores a 0.04 cm/hora indican suelos u horizontes fuertemente impermeables. Si esta constante no alcanza el valor de 0.2 cm/hora hablamos de horizontes o suelos poco permeables. Los consideramos permeables cuando se supera el valor anterior pero no se rebasa el de 2 cm/hora, superado el cual los consideramos como muy permeables. Valores por encima de 5 cm/hora deben considerarse como excesivamente permeables. AGUA DEL SUELO El concepto de estado energético del agua es tan importante o más que la cantidad de la misma en el suelo, ya que el movimiento del agua está regulado por su energía.


Medio ambiente

El agua en el suelo tiene varias energías y su medida se expresa en unidades de potencial

(energía por unidad de masa). Los tipos de energía más importantes son:

• energía potencial (es la que tiene un cuerpo por su posición en un campo de fuerza),

• energía gravitacional (es la que tiene un cuerpo en función de su posición en el campo gravitacional),

• energía cinética (debida al movimiento),

• energía calorífica, energía química, energía atómica, energía eléctrica... La energía libre será la suma de todas estas energías.

E. libre = Ep + Eg + Ec + Ecal + Eq + Ea + Ee

Al conjunto de fuerzas que retienen el agua del suelo se le denomina potencial de succión. Tiene un sentido negativo y es igual al potencial matricial más el osmótico. Frente a él está el potencial gravitacional que tiene un signo positivo y tiende a desplazar el agua a capas cada vez más profundas. El potencial matricial es debido a dos fuerzas, de adsorción y capilaridad. La atracción por adsorción se origina como consecuencia la existencia de sólidos descompensados eléctricamente. Las moléculas del agua actúan como dipolos y son atraídas, por fuerzas electrostáticas, sobre la superficie de las partículas constituyentes del suelo. Por otra parte en los microporos del suelo queda retenida el agua por fuerzas capilares. El potencial osmótico es debido a la presencia de sales. Cuando se ponen en contacto dos líquidos de diferente concentración la disolución más concentrada atrae al agua para diluirse. A tener en cuenta en el caso de suelos salinos. El agua se desplaza por el suelo con una serie de movimientos que podemos clasificar en descendentes y ascendentes. Para los primeros, los gravitacionales, utiliza los poros de mayor tamaño, en general superiores a 8 mm y con preferencia los que superan los 30 mm. Los movimientos ascendentes se realizan por capilaridad y el tamaño de poro necesario está por debajo del mínimo para los descendentes. Hay un agua gravitacional de flujo lento y un agua gravitacional de flujo rápido, en función de su velocidad de circulación.

De flujo lento. La que circula por poros comprendidos entre 8 y 30 µm de

diámetro, está retenida a un pF de 1,8. Tarda de 10 a 30 días en atravesar el suelo y en esos días es utilizable por las plantas.


Medio ambiente

De flujo rápido. La que circula por poros mayores de 30 µm. Es un agua que no

queda retenida en el suelo y es eliminada del suelo, pudiendo alcanzar el nivel freático. Es un agua inútil, ya que cuando está presente en el suelo los poros se encuentran totalmente saturados de agua, el medio es asfixiante y las raíces de las plantas no la pueden tomar.

Por esta razón el nivel de humedad del suelo varía de unos puntos a otros y su distribución espacial es lo que se conoce como "perfil hídrico", cuya forma se va modificando continuamente, si bien existen algunos cambios relacionados con las estaciones del año. Desde el punto de vista agronómico podemos hablar de: Capacidad máxima o de saturación. Momento en el que todos los poros están saturados de agua. No existe fase gaseosa. La porosidad total del suelo es igual al volumen total de agua en el suelo. Capacidad de retención. Cantidad máxima de agua que el suelo puede retener. Representa el almacenaje de agua del suelo. Se produce después de las precipitaciones atmosféricas cuando el agua gravitacional abandona el suelo; No obstante, durante ese período se producen pérdidas por evaporación, absorción de las plantas, etc. Es muy difícil de medir. Hay una medida equivalente que se realiza en el laboratorio a un pF=3. Corresponde al agua

higroscópica más la capilar, es decir el agua que ocupa los poros <8 µm.

Capacidad de campo. Surge este término para paliar la dificultad de medida de la capacidad de retención. Representa un concepto más practico, que trata de reflejar la cantidad de agua que puede tener un suelo cuando se pierde el agua gravitacional de flujo rápido, después de pasados unos dos días de las lluvias, aunque se habrá perdido también algo de agua por evaporación. La fuerza de retención del agua variará para cada suelo, pero se admite generalmente una fuerza de succión de 1/3 de atmósfera o pF=2,5 y corresponde a poros <30

µm (para algunos suelos el pF de 1,8 es más representativo).

Punto de marchitamiento. Representa la desecación del suelo a un nivel tal que el agua que queda está retenida con una fuerza de succión mayor que las de absorción de las plantas. Es retenida a una presión de 15 atmósferas o pF=4,2. El agua contenida corresponde al agua higroscópica más el agua capilar no absorbible. Agua útil. Es el agua de flujo lento más la absorbible menos la no absorbible e higroscópica. Representa el agua en capacidad de campo menos la que hay en el punto de marchitamiento. Los suelos arenosos presentan muy baja capacidad de campo, aunque casi toda su humedad es agua útil pues la cantidad de agua en punto de marchitamiento es muy pequeña.


Medio ambiente

Los suelos arcillosos tienen capacidad de campo muy alta pero con gran cantidad de agua inútil en el punto de marchitamiento. Veamos un ejemplo que clarifique estos conceptos. Al final del verano, por ejemplo, en nuestras condiciones climáticas, la mayor parte del suelo se encuentra en el punto de marchitamiento, a excepción de los primeros centímetros, que están completamente secos, y la parte más baja del perfil, a la que no llegan las raíces, que puede estar a su capacidad de retención. Cuando se inicia el periodo de lluvias la parte superior del suelo absorbe la mayor parte del agua que recibe y alcanza su capacidad de campo, mientras que el resto del suelo permanece en su estado anterior. Si observásemos un perfil de suelo en estas condiciones, diferenciaríamos en él una parte completamente húmeda y una seca. A medida que discurre el tiempo, el agua va circulando por los macroporos y la línea divisoria entre la parte húmeda y la seca va descendiendo. Esa línea de separación es lo que se conoce como "frente de humectación". En los suelos de textura equilibrada, bien estructurados, es una línea sensiblemente recta; pero en cuando existen estructuras muy gruesas con agregados poco permeables, el agua circula preferentemente por las grietas de separación de los agregados hasta que el hinchamiento de estos va cerrando las grietas. Puede ocurrir que exista una fuerte heterogeneidad en el perfil que se manifieste por la existencia de "líneas preferentes de flujo" que hagan que el frente de humectación tome una forma muy quebrada, lo cual suele manifestarse por la presencia de límites irregulares entre horizontes con fuertes penetraciones de unos en otros. Al iniciarse la estación seca, se va perdiendo agua superficial por evaporación, quedando la parte superior a su punto de marchitamiento, mientras se va produciendo un ascenso por capilaridad que va dejando la mayor parte del perfil a la capacidad de retención. Este proceso continúa hasta llegar a la época cálida en que la velocidad de ascenso no es suficiente para compensar la intensa evaporación y se paraliza el ascenso capilar. A partir de ese momento el suelo deja de perder agua por evaporación y permanece en su práctica totalidad a la capacidad de retención. Las plantas van tomando el agua y transpirándola hasta que el suelo llega a su punto de marchitamiento en la zona de absorción y a su capacidad de retención de ahí en adelante. Cuando toda el agua utilizable desaparece de la zona de influencia de las raíces, las plantas mueren y el suelo vuelve a su estado inicial a la espera de la llegada de la estación húmeda. En el caso de plantas arbóreas, su capacidad de exploración es mucho mayor y, usualmente, no consiguen absorber toda el agua almacenada aunque provocan una desecación más profunda del suelo. En las zonas más áridas la vegetación arbórea es muy escasa, con el fin de que cada planta tenga el suficiente volumen de suelo para explorar y conseguir agua. Por


Medio ambiente

ello, la vegetación herbácea, que no puede competir con el sistema radicular de los árboles, desaparece rápidamente.

COMPOSICIÓN DE LA SOLUCIÓN DEL SUELO Los elementos presentes en la solución del suelo tienen diferente procedencia, las principales son: - La meteorización de los minerales primarios. - La descomposición de la materia orgánica. - La lluvia y otros procesos de deposición de agua desde la atmósfera. - Los procesos de intercambio iónico. Junto a éstos se deben considerar también los aportes externos debidos a vertidos, presencia de fertilizantes, plaguicidas,... Cationes intercambiables : Ca2+, Mg2+, K+, Na+, NH+

4, Al3+. Cationes metálicos de transición : Mn2+, Cu2+, Al3+, Fe3+, Zn2+, Ti4+. Cationes tóxicos : Al3+, Cd2+, Pb2+, Hg2+, Be2+. Aniones solubles : Cl-, SO2-

4, HCO-3, NO-

3. Aniones poco solubles : H3SiO-

4, H2PO-4, H2BO-

3, MoO2-4.

Aniones tóxicos : AsO3-4, CrO2-

4. No todos los iones procedentes de las fuentes mencionadas pasan íntegramente a la solución del suelo. Existen procesos de retención que dificultan la lixiviación de los iones por parte del medio acuoso. Como mecanismos de retención iónica se deben considerar en el suelo: - El intercambio iónico con los coloides del suelo. - La precipitación de sales. - La atracción electrostática con partículas sólidas de carga opuesta. - La formación de complejos con compuestos orgánicos del suelo. - La retención en el interior de microorganismos. Gracias a estos mecanismos, en la solución del suelo se encuentra un amplio conjunto de iones a diferentes concentraciones, variables en el tiempo, dependiendo del tipo de suelo y de la época del año. Los iones más abundantes son Cl-, SO2-

4 y el Ca2+, que se encuentran en concentraciones comprendida entre algunos centenares y algunas decenas de ppm. Entre decenas y unidades de ppm se encuentran iones de Mg2+, H3SiO-

4, K+, Na+ y Mn2+.


Medio ambiente

ACIDEZ DEL SUELO La acidez del suelo es una medida de la concentración de hidrogeniones (H+) de la solución del suelo. Estos están presentes generalmente en la solución pero también existen en el complejo de cambio, por lo que en realidad podemos hablar de dos tipos de acidez, la activa o real (en solución) y la de cambio o de reserva (para los adsorbidos). Ambas están en equilibrio dinámico. Si se eliminan H+ de la solución se liberan otros tantos H+ adsorbidos. Como consecuencia de ello, el suelo muestra una fuerte resistencia a cualquier modificación de su pH, por lo que se habla de él como un medio tamponado. Los factores que inciden sobre el pH son diversos:

• Naturaleza del material originario (de reacción ácida o básica).

• Residuos de la actividad orgánica, de naturaleza ácida.

• Precipitaciones, que tienden a acidificar al suelo y desaturarlo al intercambiar los H+ del agua de lluvia por los Ca++, Mg++, K+, Na+.

• Estado del complejo adsorbente, según esté saturado con cationes de reacción básica (Ca++, Mg++,..) o de reacción ácida (H+ o Al+++) y naturaleza de los coloides.

Los valores habituales de pH de los suelos suelen variar entre 3 y 10, considerándose como neutros los suelos cuyo pH está comprendido entre 6.8 y 7.2. Los suelos con pH ácido extremo (pH 3) se caracterizan por tener sulfuros como constituyentes, ya que al oxidarse éstos generan una reacción ácida muy intensa. Por el contrario, los pH fuertemente alcalinos (pH 9–10) se asocian a la presencia de concentraciones elevadas de sodio o carbonato sódico. A pH muy ácidos hay una intensa alteración de minerales y la estructura se vuelve inestable. A pH básicos, la arcilla se dispersa, se destruye la estructura y disminuye la porosidad. Los pH neutros contribuyen positivamente a las propiedades físicas de los suelos. La asimilación de los nutrientes del suelo por las plantas u otros organismos vivos está influida por el pH, ya que determinados nutrientes se pueden bloquear según sea el valor del pH, dejando de ser asimilables para las plantas. Las mejores condiciones para el desarrollo de las plantas se dan a pH comprendidos entre 6 y 7,5. CONDUCTIVIDAD ELÉCTRICA Su medida representa la valoración de las sales solubles presentes en la solución del suelo.


Medio ambiente

Un exceso de sales solubles, sobre todo de sodio, reduce el poder de infiltración, puesto que estas sales actúan mediante presión osmótica, frenando la absorción tanto del agua como de los otros iones presentes en el suelo. Por ello es importante también conocer los niveles de sodio. Como consecuencia de esta reducción de la infiltración, la estructura del suelo se degrada, disminuyendo considerablemente la capacidad del mismo para mantener una cubierta vegetal. MATERIA ORGÁNICA Dentro de ella interesa especialmente, la fracción humificada.

• Humus poco evolucionados: se subdividen en humus mor, moder y mull, según criterios morfológicos y, sobre todo, bioquímicos. La evolución crece en el sentido de mor a mull.

Humus mor: Es el humus menos evolucionado y solo aparece, como forma estable, en zonas muy frías. Es propio de los suelos de tundra donde la vegetación dominante son los musgos y los líquenes. Presenta una relación C/N muy alta, en general mayor de 20. Cuando esta relación supera el valor de 30, el humus es inactivo y su evolución muy difícil. El mor activo puede evolucionar hacia un moder. El pH es muy bajo por la abundancia de precursores húmicos de elevada acidez. Los suelos que presentan este tipo de humus son tan poco evolucionados como él y su desarrollo es muy escaso.

Humus moder: Cuando se desciende hacia la taiga, donde la vegetación predominante son las coníferas, la actividad biológica va aumentando y aparece este tipo de humus.

Su pH es bajo y su relación C/N es todavía muy elevada pero no suele pasar de 20; en estas condiciones las sustancias más abundantes son los precursores húmicos de fuerte carácter complejante, lo que unido a la incipiente alteración mineral que ya se produce en estas condiciones, da lugar a la formación de complejos muy móviles, que generan horizontes eluviales en la parte superior del suelo y un horizonte Bhs en profundidad. El tipo de suelo más representativo es el Podsol (Spodosol).

Humus mull carbonatado: Cuando aparecen materiales calizos en zonas de alta montaña de latitudes más bajas que las consideradas, el exceso de calcio precipita parte de los precursores húmicos y de los ácidos fúlvicos formados, impidiendo la evolución de los compuestos orgánicos, que no se forman hasta que el lavado del calcio


Medio ambiente

en la zona alta del perfil es casi total. De cualquier manera la baja temperatura no favorece en exceso la evolución de la materia orgánica. La relación C/N es más baja que en los anteriores y se acerca a la de los humus de mayor evolución, si bien nunca es inferior a 15. El pH es neutro o básico a consecuencia de la presencia del carbonato cálcico y el horizonte A formado tiene un espesor relativamente alto, si bien es el único horizonte presente en el suelo. La evolución de estos suelos es lenta pero posible, lo que junto con la escasa presencia de sustancias de neoformación como los ácidos fúlvicos, hace que se considere a este tipo de humus como una transición a los tipos más evolucionados.

• Humus evolucionados de neoformación: existen diversos subtipos relacionados con el clima y el material original, que condicionan la vegetación. Todos pertenecen al tipo mull.

Humus mull ácido: es propio de zonas con clima templado e incluso cálido pero con vegetación de resinosas u otras plantas de naturaleza acidificante. En las zonas más frías la presencia de precursores húmicos le otorga el pH ácido que le caracteriza, mientras que en las zonas mas cálidas suele estar asociado a rocas ácidas con vegetación de coníferas cuyo carácter acidificante transmite sus propiedades al suelo. La relación C/N es alta, aunque dentro de los límites correspondientes al humus mull, oscila entre 11 y 16 en la mayoría de los casos. El pH, aunque ácido, no lo es tanto como en los tipos poco evolucionados y no suele bajar de 5.5. Las sustancias húmicas predominantes son los ácidos húmicos poco condensados.

En estas condiciones la formación de arcilla, sin ser elevada, es importante y se forma un horizonte de alteración o Bw. De este modo es posible la formación de complejos de adsorción ligados por el hierro que le otorgan al horizonte A un carácter esponjoso y una buena concentración en materia orgánica.

Humus mull eutrófico: se presenta en la zona templada bajo bosque caducifolio o en la zona cálida sobre rocas no muy ácidas. La relación C/N alcanza los valores más bajos, que llegan a estar alrededor de 9. El pH está cercano a la neutralidad y la evolución de las sustancias húmicas es completa. El término eutrófico es sinónimo de buen crecimiento, indica la abundancia de elementos nutritivos procedentes de la materia orgánica y la buena capacidad para retener nutrientes de su complejo de cambio que está muy cercano a la saturación.


Medio ambiente

La alteración mineral es suficientemente elevada para formar horizontes Bw e incluso Bt si hay iluviación, y el horizonte A es de buen espesor con abundante formación de complejos de adsorción ligado por calcio principalmente, o por hierro si la acidez del material original es mayor, en un intenso proceso de empardecimiento.

Humus mull ándico: este tipo de humus está fuertemente condicionado por el material original, que está constituido por cenizas volcánicas u otro material muy rico en elementos vítreos. La rápida transformación mineral de estos materiales genera una gran cantidad de hierro y aluminio, que capturan a los precursores húmicos y a los ácidos fúlvicos para formar complejos organo-metálicos con una relación anión/catión muy baja; se produce un horizonte A muy rico en materia orgánica complejada e inmóvil que le imprime su carácter al suelo, corresponde al proceso de andosolización que ya conocemos. Las sustancias húmicas presentan una evolución media con una relación C/N baja pero algo mayor que en el anterior, y un pH algo ácido. El suelo formado es un Andosol.

• Humus evolucionados bioclimáticos: son formas de humus influídas por factores relacionados con el clima o la vegetación y, en ocasiones, el material original.

Humus mull forestal boreal: propio de reductos de bosques caducifolios en áreas limítrofes entre la zona boreal y la templada. En ellos la menor relación C/N de los restos vegetales favorece una mayor humificación que en los bosques de coníferas propios de la taiga.

Este humus presenta una relación C/N media aunque el pH se mantiene algo ácido. Las sustancias húmicas formadas son ácidos fúlvicos y húmicos preferentemente; de esta manera, aparecen complejos de adsorción.

Se origina un horizonte A húmico y bien desarrollado, junto con un cierto contenido de complejos organo-metálicos móviles que favorecen la dispersión de la arcilla y la formación de un horizonte Bt enriquecido en materia orgánica y un horizonte eluvial poco visible.

Humus mull chernosémico: su área de difusión es la estepa continental o la sabana tropical. En ambos casos existe un contraste estacional que favorece una cubierta vegetal arbustiva y con profusión de gramíneas estacionales. La desaparición de la cubierta herbácea en el periodo seco, hace que sus restos aéreos queden sobre el suelo mientras su sistema radicular queda distribuido en un considerable espesor de suelo.


Medio ambiente

La riqueza proteica de los restos, les otorga una relación C/N muy baja y una humificación muy fácil lo que favorece la formación de abundantes complejos de adsorción, que inmovilizan la materia orgánica y enriquecen el horizonte A en ella, que por otra parte adquiere un gran espesor por la citada distribución de los restos.

La gran actividad biológica, que se desarrolla en estos suelos, genera una materia orgánica con una relación C/N baja y una fuerte liberación de dióxido de carbono, que reacciona con el calcio produciendo una recarbonatación secundaria que se lava, en la epoca lluviosa, y se acumula en el fondo del perfil constituyendo un horizonte Ck o cálcico. El pH del suelo está cercano a la neutralidad o es algo básico. El suelo formado es el Chernozem, ya descrito por Dokutchaev, que le transfiere su nombre a este tipo de humus.

La presencia de calcio y el pH hacen que los complejos formados estén ligados por ese elemento, lo que le comunica al horizonte A una menor esponjosidad.

Humus mull vértico: cuando la topografía es llana, el material original es predominantemente esmectítico o proclive a la formación de esmectitas, y el clima presenta una estación seca suficientemente duradera para que la retracción de las arcillas forme grandes grietas en el suelo, se produce una mezcla de las diferentes partes del suelo que influye sobre la humificación y sobre el tipo de humus formado.

La humificación es similar a la que se presenta en el mull eutrófico, pero se produce una intensa mezcla del suelo que reparte el contenido orgánico del mismo en un volumen grande sin que se manifieste una acumulación superficial.

El suelo que se genera en estas condiciones es el Vertisol, que conocemos, y de él deriva el nombre del humus, pues el proceso de mezcla que tiene lugar es el responsable de la forma del humus.

• Humus hidromorfos: Corresponden a suelos orgánicos o hidromorfos en los que el encharcamiento habitual es su principal característica. Este encharcamiento es la causa de la escasa evolución de la materia orgánica que caracteriza a estos suelos y cuyo efecto es una gran acumulación de la misma. Se distinguen varios subtipos de acuerdo con las condiciones.

Turba fibrosa: es propia de la tundra en donde el suelo se encuentra permanentemente helado en alguna de sus partes. En el escaso tiempo en que la temperatura sube y permite el deshielo de la zona superficial, la permanencia de una capa de hielo profunda impide el drenaje del suelo, que queda cubierto por una lámina de agua.


Medio ambiente

En estas condiciones la vida de la microflora aerobia es imposible, solo se produce una incipiente transformación del material vegetal caído sobre el suelo y constituido principalmente por musgos y líquenes, cuyas estructuras conservan y dan al horizonte H formado una estructura fibrosa.

Al no existir apenas transformación, se produce una fuerte acumulación de materia orgánica que, junto con la escasa alteración mineral existente, hace que sea aquella la constituyente principal del suelo.

Estos suelos se conocen como Histosoles en los que predomina el tipo fíbrico que es de los menos evolucionados. Esta situación se produce también en latitudes más bajas con una altitud elevada que mantiene la baja temperatura o en zonas deprimidas y encharcadas permanentemente, cuya anaerobiosis es permanente.

Muck: constituye las turberas recientes desecadas. Aparece en valles colgados que han estado encharcados y que por causas naturales o artificiales se han drenado, o que la zona deprimida se colmata con los restos vegetales acumulados por la débil transformación. También aparece en zonas deprimidas, caso de los polders holandeses, que se drenan lentamente para ganar terrenos de cultivo.

Una vez que se produce la desecación y el ambiente se hace aerobio, se inicia el lento proceso de transformación de la materia orgánica acumulada. Ésta posee una relación C/N muy alta por lo que el proceso es muy lento, junto con el gran espesor existente que puede alcanzar decenas de metros.

Este proceso de humificación se conoce como "terrificación" porque tiende a convertir el suelo orgánico en suelo mineral.

La cantidad de sustancias húmicas formadas es mínima y no hay formación de complejos por la escasez de materia mineral. El suelo formado es un Histosol, por su carácter orgánico, de tipo fólico por no encontrarse usualmente encharcado.

Anmoor: se presenta en las áreas pantanosas de clima suave en las que se suele producir una escasa evolución de los restos orgánicos. La actividad biológica puede ser intensa pero de carácter anaerobio. Los microorganismos utilizan como comburente alternativo el azufre e incluso algunos compuestos carbonados, por lo que se produce un desprendimiento de compuestos reducidos como el sulfuro de hidrógeno o el metano que le otorgan un olor característico y fétido.

El hierro está en forma reducida y el suelo presenta colores verdosos o grisáceos bajo el horizonte A muy humífero. Los suelos minerales de estas zonas se conocen como Gleysoles, cuyo nombre deriva del término ruso "gley" con el que designan al lodo maloliente.


Medio ambiente

La desecación de estas áreas, cuando los sulfuros son muy abundantes, provocan una fuerte acidificación del suelo que alcanza valores de pH inferiores a 3.5 por la oxidación que produce ácido sulfúrico.

ACTIVIDAD BIOLÓGICA La actividad biológica es fundamental a la hora de explicar el comportamiento del suelo y, en especial, de la materia orgánica. Del conjunto de los procesos biológicos que se desarrollan en el suelo, cabe resaltar la actividad microbiana, que engloba tanto la actividad microbiana sensu estricto como la actividad enzimática. Dada la imposibilidad de identificar a todos y cada uno de los organismos que habitan en un suelo se recurre con frecuencia al estudio de su actividad global. Un ejemplo lo constituye la medida de la actividad respiratoria a través de la medida de la producción de CO2. Las propiedades biológicas y bioquímicas del suelo son muy sensibles a las perturbaciones ambientales y a los cambios de manejo y uso del suelo, respondiendo rápidamente a dichos cambios. La retirada casi completa de la biomasa arbustiva del ecosistema forestal en operaciones de acondicionamiento de áreas próximas a vías de comunicación, por ejemplo, afecta a la actividad biológica del suelo, ya que se modifican las condiciones microclimáticas en el estrato inferior del bosque, lo que provoca una alteración en los aportes potenciales de restos orgánicos al suelo. El estudio de distintas actividades enzimáticas resulta muy útil en el diagnóstico y cuantificación de la degradación o recuperación de un suelo. Así, se ha generalizado el estudio de la actividad enzimática para evaluar los efectos de las prácticas de conservación. En particular, la actividad deshidrogenasa es una medida representativa del metabolismo degradativo de un suelo. Puesto que se trata de un tipo de enzima exclusivamente intracelular que por tanto está asociado a células viables, también se considera un buen estimador de la actividad microbiana total. En suelos del área mediterránea se ha comprobado que la actividad deshidrogenasa es un buen marcador de la actividad microbiana. CAPACIDAD DE INTERCAMBIO IÓNICO


Medio ambiente

Los coloides del suelo, dependiendo de su carga, retienen a su alrededor cationes o aniones, que los acompañan en sus movimientos. Los iones retenidos pueden participar en un intercambio con iones de su misma naturaleza presentes en la solución. Cuanto mayor sea la superficie y más descompensada eléctricamente se encuentre, más iones se fijaran sobre los coloides. Según sea el tipo de iones que se intercambien, hablaremos de intercambio aniónico, el menos importante en los suelos, o intercambio catiónico.

Cambio de cationes: Suelo-M + X+ -----> Suelo-X + M+ Cambio de aniones: Suelo-N + Y- -----> Suelo-Y + N-

El intercambio iónico es un proceso reversible, por el cual las partículas sólidas del suelo adsorben temporalmente iones de la fase acuosa liberando al mismo tiempo otros iones en cantidades equivalentes, estableciéndose un equilibrio dinámico. Interviene en los procesos de floculación - dispersión de arcilla y por consiguiente en el desarrollo de la estructura y estabilidad de los agregados. Determina el papel del suelo como depurador natural al permitir la retención de elementos contaminantes incorporados al suelo. Los coloides más activos son los minerales de la arcilla y la materia orgánica. La capacidad de retención de cationes por parte de las arcillas mineralógicas se debe a: - Sustituciones atómicas dentro de la red. - Existencia de bordes (superficies descompensadas). - Disociación de los OH de las capas basales. - Enlaces de Van der Waals. En el caso de los minerales de la arcilla, los iones pueden situarse también entre las láminas. La capacidad de intercambio de la materia orgánica humificada se debe principalmente a: - Disociación de los OH. - Disociación de los COOH. La naturaleza del coloide implica una mayor a menor capacidad de cambio. Cada 1% de arcilla puede repercutir en medio miliequivalente en la capacidad de intercambio catiónico del


Medio ambiente

suelo; cada 1% de materia orgánica humificada del suelo puede repercutir en 2 miliequivalentes más (miliequivalente / 100gr = cmol(+)Kg-1). La naturaleza de los cationes de cambio puede modificar el valor de la capacidad de cambio, aumentándola o disminuyéndola, en función de su carga y de su tamaño. Los cationes divalentes, trivalentes... al adsorberse aumentan la CIC, mientras que los cationes de gran tamaño (radicales orgánicos) la disminuyen al bloquear, por su tamaño, otras posiciones de cambio. Los cationes que más frecuentemente ocupan las posiciones de cambio en los suelos son:

Ca++, Mg++, K+, Na+, H+, Al+++, Fe+++, Fe++, NH4+, Mn++, Cu++ y Zn++.

En los suelos ácidos predominan H+ y Al+++; en los suelos alcalinos predominan fundamentalmente el Na+ ; en los neutros el Ca++. La retención de los cationes depende de varios factores:

� concentración del ión en la solución (el ión más diluido tiene tendencia a ser más sorbido que el concentrado, dado que la actividad de los iones aumenta con la dilución);

� grado de hidratación (el ión menos hidratado es sorbido preferentemente, a igualdad de concentración y valencia);

� valencia del ión (los polivalentes son sorbidos preferentemente sobre los monovalentes);

� pH (influye sobre la asimilabilidad de los iones por las plantas). La CIC puede variar en función del pH. A pH bajos los H+ están fuertemente retenidos en las superficies de las partículas, pero a pH altos los H de los grupos carboxílicos primero, y de los OH después, se disocian y los H+ pueden ser intercambiados por cationes, principalmente calcio y sodio. La capacidad de intercambio catiónico aumenta con el pH.

PORCENTAJE DE SATURACIÓN El grado de saturación o porcentaje de saturación de bases (V) viene dado por la ecuación

V = S/T x 100 Siendo S la suma de bases (Ca, Mg, Na y K) y T la capacidad de intecambio catiònica. Si V > 50%, el suelo está saturado. Si V < 50% se dice que el suelo está desaturado, estando las posiciones de cambio ocupadas principalmente por H+ y Al+++.


Medio ambiente

POTENCIAL DE OXIDO-REDUCCIÓN (CONTENIDO DE OXÍGENO) La superficie del suelo actúa como una membrana permeable que permite el paso de los gases y a través de la cual se intercambian selectivamente los gases del suelo con los de la atmósfera para tratar de equilibrar su composición. Así, cuando en el suelo aumenta el CO2, se produce una difusión del CO2 a la atmósfera y si en el suelo disminuye el O2 se produce una difusión del O2 de la atmósfera al suelo. La difusión depende de cada tipo de gas y de la porosidad del suelo. En los períodos de mayor actividad biológica (primavera y otoño), hay menos O2 y más CO2 en la atmósfera del suelo, debido a la respiración de las plantas, la actividad de los microorganismos, los procesos de mineralización y los procesos de oxidación.

El potencial de óxido-reducción expresa de forma práctica las propiedades oxidantes o reductoras del suelo. Refleja la capacidad del suelo respecto al cumplimiento de las necesidades de oxígeno de las raíces y de los microorganismos. Las condiciones de oxidación-reducción del suelo son de gran importancia en los procesos de meteorización y descomposición de la materia orgánica y en los de degradación de contaminantes. Están relacionadas también con la disponibilidad de ciertos elementos en forma catiónica.

ESTADO OXIDADO + ELECTRONES <=> ESTADO REDUCIDO

En el suelo existe un equilibrio entre los agentes oxidantes y reductores. La materia orgánica, reductora, se encuentra reducida y tiende a oxidarse. Por el contrario, el oxígeno es oxidante. También hay muchos elementos que funcionan con valencias variables, pudiendo oxidarse o reducirse según cual sea el ambiente dominante. Estos procesos implican principalmente a Fe, Mn, S y N. Algunos ejemplos de procesos de oxidación son:

- Oxidación del Fe+2 de los minerales primarios a Fe+3; - Transformación de Mn+2 en Mn+4; - oxidación de S= de la pirita a sulfato; - nitrificación o transformación de NH4 en nitritos y nitratos.


Medio ambiente

Por el contrario, en condiciones reductoras se dan la desnitrificación, la desulfuración, o la formación de compuestos Fe+2 y Mn+2. En los suelos equilibrados el ambiente es aireado y por tanto la tendencia general es oxidante. En los suelos hidromorfos la saturación en agua tiende a mantener un ambiente reductor. Es de resaltar el hecho de que para un mismo valor de Eh el suelo pueda comportarse como oxidante o como reductor según el valor del pH. De este modo cuando el pH del suelo es de 5 es suficiente que su Eh esté por debajo de 540 mV, que es un valor relativamente frecuente, para que se produzca el paso de nitrato a nitrito con la colaboración de numerosas especies bacterianas, si bien solo algunas especies de Pseudomonas o Bacillus son capaces de prolongar la reducción hasta óxido nitroso o nitrógeno, aunque esta reducción puede producirse incluso a un Eh superior. Cuando sucede el segundo proceso los compuestos formados, que son gaseosos, pasan a la atmósfera lo que hace el proceso irreversible con una considerable pérdida de nitrógeno. Cuando el pH del suelo es de 7 es necesario que el Eh baje hasta 420 mV, que es un valor poco frecuente. Algo similar ocurre con el sulfato, que puede pasar sulfuro que se volatiliza en forma de sulfuro de hidrógeno salvo que exista en el suelo suficiente hierro ferroso para fijarlo en forma de pirita. Esta reacción requiere la colaboración de especies del genero Desulfovibrio, si bien su margen de actuación está situado entre valores de pH comprendidos entre 6.5 y 8.5, en los cuales es necesario un Eh inferior a -200 mV, lo que requiere un ambiente muy reductor. Para un pH de 5, esta reacción puede tener lugar con valores solo inferiores a -70 mV. La reducción del manganeso trivalente se produce a valores de Eh inferiores a 635 mV cuando el pH es de 5, mientras si el pH es de 7 se requiere bajar de 400 mV. El hierro férrico se reduce a ferroso con valores de Eh inferiores a 170 mV a pH de 5 pero necesita menos de -180 mV cuando el pH es de 7.


Medio ambiente

3.2. MÉTODOS ESTANDARIZADOS PARA LA CARACTERIZACIÓN DE SUELOS Terminología ISO 11074-1 Soil quality Vocabulary Part 1: Terms and definitions relating to soil protection and pollution. ISO/CD 11074-2 Soil quality Vocabulary Part 2: Terms and definitions relating to sampling ISO/CD 11074-4 Soil quality - Vocabulary Part 4: Terms and definitions relating to the rehabilitation of soils and sites. ISO/DIS 11259 Soil quality Symplified description of soil. ISO/CD 15709 Soil quality - Soil water, the unsaturated zone and soil quality. Muestreo ISO/DIS 10381-1 Soil quality Sampling Part 1: Guidance on the design of sampling programmes. ISO/DIS 10381-2 Soil quality Sampling part 2: Guidance on sampling techniques. ISO/DIS 10381-3 Soil quality Sampling Part 3: Guidance on safety. ISO/DIS 10381-4 Soil quality Sampling Part 4: Guidance on the procedure for investigation of natural, near natural and cultivated sites. ISO/CD 10381-5 Soil quality Sampling Part 5: Guidance on the procedure for the investigation of urban and industrial sites with regard to soil contamination. ISO 10381-6 Soil quality Sampling Part 6: Guidance on the collection, handling and storage of soil for the assessment of microbial processes in the laboratory.

Métodos químicos y físico-químicos ISO/CD 10382 Soil quality Gas chromatographic determination of the contents of polychlorinated biphenyls (PCB) and organochloro pesticides (OCP). ISO 10390 Soil quality Determination of pH. ISO 10693 Soil quality Determination of carbonate content Volumetric method. ISO 10694 Soil quality Determination of organic and total carbon in soil after dry combustion (elementary analysis). ISO/TR 11046 Soil quality Determination of mineral oil content Method by infrared screening and gaschromatographic method. ISO/DIS 11047 Soil quality Determination of cadmium, chromium, cobalt, copper, lead, manganese, nickel and zinc Flame and electrothermal atomic absorption spectrometric methods. ISO 11048 Soil quality Determination of water soluble and acid soluble sulfate. ISO 11260 Soil quality Determination of cation exchange capacity and base saturation Method using barium chloride solution.


Medio ambiente

ISO 11261 Soil quality Determination of total nitrogen Modified Kjeldahl method. ISO/DIS 11262 Soil quality Determination of cyanide. ISO 11263-1 Soil quality Determination of phosphorus Part 1: Spectrometric determination of phosphorus soluble in sodium hydrogen carbonate solution. ISO 11265 Soil quality. Determination of specific electrical conductivity. ISO 11464 Soil quality. Pretreatment of samples for physicochemical analyses. ISO 11465 Soil quality. Determination of dry matter and water content on a mass basis Gravimetric method. ISO 11466 Soil quality Extraction of trace metals soluble in aqua regia. ISO 13536 Soil quality Determination of the potential cation exchange capacity and exchangeable cations using barium chloride solution buffered at pH = 8. ISO/DIS 13877 Soil quality Determination of polynuclear aromatic hydrocarbons HPLC method. ISO/DIS 13878 Soil quality Determination of total nitrogen content after dry combustion (element analysis). ISO/DIS 14235 Soil quality Determination of organic carbon in soil by sulfochromic determination. ISO/CD 14254 Soil quality Determination of exchangeable acidity in soils. ISO/DIS 14255 Soil quality Determination of soluble nitrogen fractions. ISO/CD 14256-1 Soil quality Determination of nitrate, nitrite and ammonium in field moist soils Part 1: method using 1 M KCl as extractant. ISO/CD 14256-2 Soil quality - Determination of nitrate, nitrite and ammonium in field moist soils Method using potassium chloride solution as extractant - Part 2: automated method. ISO/DIS 14507 Soil quality Pretreatment of samples for the determination of organic contaminants. ISO/CD 14869-1 Soil quality. Determination of the total trace element content - Part 1: Digestion with hydrofluoric and perchloric acids. ISO/CD 14869-2 Soil quality. Determination of the total trace element content - Part 2: Solubilisation by alkaline fusion. ISO/CD 14870 Soil quality. Extraction of mobilizable and mobile trace element fractions. ISO/CD 15009 Soil quality Gas chromatographic determination of the content of volatile aromatic hydrocarbons, naphtalene and halogenated hydrocarbons. Purge and trap method with thermal desorption. ISO/CD 15178 Soil quality - Determination of total sulfur after dry combustion

Métodos Biológicos ISO 11266 Soil quality Guidance on laboratory tests for biodegradation of organic chemicals in soil under Aerobic conditions. ISO/CD 11267 Soil quality - Inhibition of reproduction of collembola by pollutants. ISO 11268-1 Soil quality Effects of pollutants on earthworms (Eisenia fetida) Part 1: Method for the determination of acute toxicity using artificial soil substrate.


Medio ambiente

ISO/DIS 11268-2 Soil quality Effects of pollutants on earthworms (Eisenia fetida) Part 2: Determination of effects on reproduction. ISO/CD 11268-3 Soil quality Effects of pollutants on earthworms (Eisenia fetida) Part 3: Guidance on field testing. ISO 11269-1 Soil quality Determination of effects of pollutants on soil flora Part 1: Method for the measurement of inhibition of root growth. ISO/DIS 11269-2 Soil quality Determination of effects of pollutants on soil flora Part 2: Effects of chemicals on the emergence and growth of higher plants. ISO/CD 11269-3 Soil quality Determination of the effects of pollutants on soil flora Part 3: Method for the measurement of germination. ISO/DIS 14238 Soil quality Biological methods Determination of nitrogen mineralization and nitrification in soils and the influence of chemicals on these processes. ISO 14239 Soil quality Methods for measuring the mineralization of organic chemicals in soil under aerobic conditions using laboratory incubation systems. ISO/DIS 14240-1 Soil quality Determination of soil microbial biomass Part 1: Respiration method. ISO/DIS 14240-2 Soil quality Determination of soil microbial biomass Part 2: Fumigation extraction method.

Métodos físicos ISO 10573 Soil quality. Determination of water content in the unsaturated zone Neutron depth probe. ISO/DIS 11271 Soil quality Determination of redox potential Field method. ISO/DIS 11272 Soil quality Determination of dry bulk density. ISO/DIS 11273-1 Soil quality Determination of aggregate strength part 1: Tensile strength measurement. ISO/CD 11273-2 Soil quality Determination of aggregate stability part 2: Method by shear test. ISO/DIS 11274 Soil quality Determination of water retention characteristics Laboratory methods. ISO/DIS 11275 Soil quality Determination of the unsaturated hydraulic conductivity and water retention characteristic. Wind's evaporation method. ISO 11276 Soil quality Determination of pressure potential Tensiometer method. ISO/DIS 11277 Soil quality Determination of particle size distribution of mineral soils. ISO/DIS 11461 Soil quality Determination of soil water calculated on a volume basis Gravimetric method. ISO/DIS 11508 Soil quality Determination of particle density. ISO/CD 15048 Soil quality-Determination of pore water pressure- piezometers.

Evaluación de suelos y terrenos


Medio ambiente

ISO/CD 15176 Soil quality - Requirements for characterisation of excavated soil and other soil material for re-use. ISO/CD 15799 Soil quality - Guidance on the ecotoxicological characterizaion of soils and soil materials. La organización “American Society for Testing and Materials” (ASTM) dispone también de métodos estandarizados para el análisis de suelos. http://www.astm.org 3.3. MÉTODOS DE CARACTERIZACIÓN EN TERRENO En los últimos tiempos se está haciendo mucho énfasis en la necesidad de realizar el máximo número de determinaciones posibles in situ, hecho que permite incrementar el número de determinaciones y reducir, en parte los costes, aún a costa de reducir la precisión de las determinaciones. Resulta interesante consultar la página http://fate.clu-in.org/technologies.asp

3.4. EL SUELO UN SISTEMA DE DEPURACIÓN NATURAL El suelo es un sistema complejo y dinámico donde se desarrollan una gran variedad de procesos que condicionan su evolución y que le permiten asimilar, dentro de unos límites, sustancias que le son externas. El suelo minimiza las alteraciones incorporando productos y/o transformándolos, por lo que puede ser considerado como un sistema depurador porque es capaz de degradar o inmovilizar los contaminantes. Los mecanismos a través de los cuales el suelo actúa como sistema depurador son:

Neutralización Degradación biótica o abiótica Adsorción Complejación Insolubilización

La capacidad depuradora depende fundamentalmente de determinadas características de los suelos, y especialmente de las características de los horizontes superficiales:

La actividad microbiana, que facilita la descomposición e inmovilización de los contaminantes.

La presencia de los minerales de la arcilla y los compuestos húmicos, que adsorben a los contaminantes y permiten su inmovilización temporal o su liberación.


Medio ambiente

La capacidad de drenaje, que va a regular la facilidad de circulación de los contaminantes.

El sistema tampón, que le permite oponerse a un cambio brusco en su pH cuando recibe un ácido o una base.

Las propiedades del suelo que influyen en los mecanismos de autodepuración son:

Textura. Los suelos de textura arcillosa tienen mayor capacidad de autodepuración. Estructura. Aunque algunos contaminantes pueden provocar la destrucción de la

estructura si contienen, por ejemplo sodio. Porosidad y permeabilidad. Facilitan la circulación de los contaminantes en el suelo y

pueden eliminar rápidamente los contaminantes y transferirlos a las aguas subterráneas.

Capacidad de intercambio iónico. Aumenta la capacidad de autodepuración al fijar los contaminantes sobre la superficie de los coloides electronegativos del suelo.

Salinidad. Los contaminantes pueden aumentar la salinidad y como consecuencia disminuir la estabilidad estructural del suelo.

pH. Los contaminantes pueden acidificar el suelo, por vertidos o por oxidación de sulfuros y óxidos nitrosos, con lo que aumenta, por ejemplo, la movilidad de algunos contaminantes.

Potencial oxido-reducción (Eh). Un ambiente oxidante aumenta el poder autodepurador al facilitar la descomposición por vía biológica.

3.5. PODER DE AMORTIGUACIÓN DE LOS EFECTOS NEGATIVO S El poder de amortiguación de un suelo representa la capacidad que tiene de ralentizar su degradación y/o de inactivar los efectos negativos de los contaminantes. Se basa en su capacidad autodepuradora, su poder inmovilizador de contaminantes y su capacidad de dispersión de los mismos. Por muy favorables que sean las características del suelo, la capacidad amortiguadora no es ilimitada. El suelo no puede asimilar, inmovilizar, inactivar y degradar todos los impactos que recibe y por ello, en un determinado momento, cuando se superan unos umbrales, se pueden transferir los contaminantes a la solución del suelo y de ahí a otros medios (Bombas Químicas de Relojería). La carga crítica representa la cantidad máxima de un determinado componente que puede ser aportado a un suelo sin que se produzcan efectos nocivos.


Medio ambiente

4. PROCESOS DE DEGRADACIÓN DE LOS SUELOS La degradación de los suelos significa una disminución de las capacidades actuales o reales de los suelos para producir bienes o servicios a través de uno a más procesos degradativos. Habitualmente coexisten la degradación natural (retrogradación) y la antrópica (degradación) Entre los factores responsables de la degradación hallamos: 1. Factores naturales

• Factores climáticos

• Factores edáficos 2. Factores antrópicos

• Elevada explotación de los acuíferos.

• Riego con aguas de alto contenido salino.

• Manejo inadecuado de suelos agrícolas en áreas de pendiente elevada.

• Elevada actividad de pastoreo.

• Procesos de deforestación.

• Monocultivo intensivo.

• Uso excesivo e indiscriminado de productos químicos en la agricultura.

• Elevados índices de urbanización. La degradación tiene, como posibles consecuencias:

• Pérdida de elementos nutrientes (N, P, S, K, Ca, Mg...).

• Modificación de las propiedades fisicoquímicas.

• Deterioro de la estructura.

• Disminución de la capacidad de retención de agua: por degradación de la estructura o por pérdida de suelo.

• Pérdida física de materiales.

• Incremento de la toxicidad.


Medio ambiente

4.1. DEGRADACIÓN FÍSICA La degradación física incluye los cambios negativos de propiedades físicas del suelo, como son la porosidad, permeabilidad, densidad, estabilidad estructural. Para su estudio se consideran los primeros 60 cm de suelo. La degradación física se inicia con un aumento de la densidad aparente del suelo y una disminución de la permeabilidad. Los procesos de degradación física más habituales son la erosión y la desertización. La degradación física se expresa como una tasa anual, que mide la intensidad del proceso, y no el daño acumulado desde el pasado. COMPACTACIÓN La compactación del suelo produce una disminución de la porosidad, que origina una reducción del drenaje y una pérdida de la estabilidad: como consecuencia se produce un encostramiento superficial y un aumento de la escorrentía.

La recuperación natural de un horizonte compactado es relativamente lenta, del orden de varias décadas. En suelos arcillosos, los ciclos de humectación/desecación y expansión/retracción pueden contribuir a la rotura de la compactación, también las raíces, en su búsqueda de agua y nutrientes van destruyendo lentamente la capa compactada; además contribuyen, con sus aportes de materia orgánica, al incremento de la actividad biológica.


Medio ambiente

Para minimizar la compactación del suelo es preciso:

• Reducir el paso de vehículos, las actividades deportivas, etc. mientras el suelo esté húmedo.

• Reducir el número de caminos y el número de viajes.

• No realizar operaciones de cultivo en el suelo húmedo

• Incrementar el contenido de materia orgánica a base de incorporaciones de materia orgánica sobre el suelo que ha de soportar la “presión”, y de dotar al suelo de una cubierta vegetal estable al final de la actuación.

EROSIÓN DEL SUELO La erosión es un proceso que tiene lugar de forma espontánea en la naturaleza; el hombre solo hace que aumentar la intensidad del proceso. La llamada erosión geológica se ha desarrollado siempre en la Tierra, siendo responsable del modelado de los continentes; sus efectos se compensan en el suelo, ya que actúa con la suficiente lentitud como para que sus consecuencias sean contrarrestadas por la velocidad de formación del suelo. En zonas con superficies estables, el suelo se forma, como mínimo, a la misma velocidad con que se erosiona. La erosión es la forma de degradación predominante en los climas con déficit hídrico y una distribución irregular de las precipitaciones; es un proceso debido a una mayor tasa de remoción del suelo respecto de la tasa de formación, provocada principalmente por la acción antrópica. La pérdida del material edáfico es gradual, al ir siendo arrastradas las partículas a medida que van quedando en superficie. Estos procesos afectan principalmente a la parte superficial del suelo, la más rica en materia orgánica y en otros coloides que contribuyen igualmente al poder autodepurador del suelo. Los principales agentes erosivos son el agua, la nieve, el viento, las variaciones bruscas de temperatura y la actividad biológica. Estos procesos se inician con la eliminación total o parcial de la cubierta vegetal natural, lo que significa una menor protección del suelo ante los agentes erosivos. La erosión reduce las funciones ecológicas del suelo tales como producción de biomasa, cultivos, capacidad


Medio ambiente

de filtración del agua de riego o lluvia, etc. La erosión se intensifica con el abandono de la tierra de laboreo y con los incendios forestales, en particular en zonas marginales. Los procesos degradativos erosivos se caracterizan por ser procesos relativamente lentos (aunque en relación con la velocidad de formación de los suelos deben ser considerados como relativamente rápidos), progresivos (a largo plazo provocan una disminución de los rendimientos hasta que finalmente el terreno se hace improductivo), e irreversibles. La erosión hídrica, la forma de erosión más común, presenta diversas formas:

por salpicadura: puede dar origen a una costra superficial que disminuirá la infiltración.

laminar: se identifica fácilmente, ya que después de una lluvia, los elementos gruesos de la superficie aparecen muy limpios.

por arrollada, cárcavas y barrancos. Las arrolladas son de tamaño centimétrico, se pueden hacer desaparecer al labrar; las cárcavas son de decimétricas a métricas (no se pueden hacer desaparecer por labranza); los barrancos son incisiones de varios metros.

Badlands: resultado de la acción erosiva sobre rocas blandas. En la subfusión o erosión en túnel, los procesos erosivos están favorecidos por la

existencia de galerías de roedores. La erosión hídrica puede suponer una pérdida de la capa fértil de los suelos de varios milímetros al año (Morgan, 1986). Una gran parte del territorio español sufre problemas de erosión más o menos graves. Más de 1000 millones de Tm de suelo de la península son movidas cada año por los fenómenos erosivos y en diversas ocasiones ha aparecido, en informes de las Naciones Unidas, que España es el país europeo con más extensión de zonas con riesgo de desertificación. Según estudios hechos por organismos oficiales, unos 13 millones de ha, es decir, el 26% de los suelos españoles, sufren erosión grave, con pérdidas de suelo superiores a 100 Tm al año por ha. En estas zonas se observan abundantes cárcavas y barrancos. Además otros 14 millones de ha sufren erosión notable con pérdidas de entre 50 y 100 Tm de suelo al año por ha. En total suponen que el 53% del territorio sufre pérdida del suelo que hay que calificar de importante a alarmante. Este fenómeno se da especialmente en la zona mediterránea, en donde las provincias de Almería, Murcia y Granada, por orden de gravedad, tienen más de la mitad de su superficie con fenómenos alarmantes de erosión. Uno de los aspectos esenciales en los programas de control de la erosión es la predicción de los lugares y las épocas en que puede presentarse una excesiva erosión. La pérdida de suelo por erosión en un lugar y momento determinado depende de muchos factores. Para cada forma de erosión debe evaluarse la correspondiente pérdida.


Medio ambiente

Existen modelos de predicción de las pérdidas potenciales. La mayoría de los modelos son de tipo paramétrico, y están basados en la identificación de relaciones estadísticamente significativas entre variables a las que se atribuye importancia en el proceso erosivo. La más conocida es la USLE (Ecuación universal de pérdida de suelo) por la aparente facilidad de su aplicación. Sin embargo, ha sido objeto de diversas revisiones (RUSLE). http://fargo.nserl.purdue.edu/rusle2_dataweb/RUSLE2_Index.htm La pérdida potencial de suelo por erosión puede calcularse a partir de la ecuación:

A= R (factor erosividad)1 x K (factor erosionabilidad)2 x LS (factor longitud-

inclimación) x C (factor cubierta vegetal) x P (factor prácticas de conservación)

Esta ecuación limita la evaluación de las pérdidas de suelo a las causadas por erosión laminar y por arrollada, dejando de considerar la erosión por cárcavas. No es aplicable al cálculo de las pérdidas debidas a una tormenta concreta o a un año concreto. El control de la erosión debería permitir mantener la tasa de erosión por debajo de un cierto nivel, necesario para mantener la fertilidad del suelo a 20-25 años vista. Se acepta con un gran consenso, una tasa de 1.1 kg/m2 como la máxima pérdida anual admisible. La pérdida (remoción) de 1mm de suelo por la acción del agua, mediante erosión laminar, no es fácil de observar, pero una capa de suelo de 1mm equivale a 10 m3 de suelo por hectárea. Los tratamientos de control de la erosión pueden clasificarse sintéticamente en:

Tratamientos de regulación de flujos hídricos (canales) Tratamientos de incremento de la infiltración (zanjas de infiltración, terrazas) Tratamientos de control y estabilización de laderas y taludes Cubiertas vegetales Regulación de cauces

Las zanjas de infiltración son pequeños canales construidos en la ladera con el objetivo de captar el agua que escurre, evitando procesos erosivos de manto, y permitiendo la infiltración del agua en el suelo.


Medio ambiente

Las terrazas son escalones muy anchos, construidos usando la misma tierra del lugar, sobre la pendiente. La construcción de las terrazas se debe iniciar desde abajo y hacia arriba.

La terraza de formación lenta es una práctica mecánica que sirve para detener el arrastre de los suelos, guardar la humedad y aprovechar mejor el suelo existente, muchas veces poco profundo. La terraza se va formando en un período de 3 a 5 años. La distancia entre las terrazas varía de acuerdo al grado de la pendiente o ladera, el tipo de suelo, cantidad de precipitaciones y clase de cultivos. La construcción de las zanjas se realiza utilizando herramientas como la pala, el pico y el azadón. La tierra que se obtiene de la excavación se debe colocar en la parte superior de la pendiente para formar un camellón de 30 a 40 cm de alto. En el suelo apisonado del camellón se siembra una gramínea forrajera u otra planta para su protección. Para la construcción de la barrera se puede utilizar piedra, arbustos, árboles, cactus, o pastos perennes. Es difícil realizar una estimación de la cantidad de abonos y fertilizantes necesarios para reponer las pérdidas de nutrientes y materia orgánica atribuibles a la erosión pero desde luego, lo que es seguro es que se traduce en grandes inversiones monetarias.


Medio ambiente

Tratamientos de Control de Erosión

Tratamientos Generales Tratamientos Específicos

Regulación de flujos hídricos Canal de desviación de aguas

Canal longitudinal Canal transversal simple Canal transversal compuesto

Incremento de la infiltración Zanjas de infiltración

Terraza forestal

Postes de madera Fajinas de sarmientos

Obras lineales de laderas y taludes Fajinas de ramas Sacos rellenos Revestimientos de neumáticos

Esteras de especies Cubiertas superficiales Ramas de eucalipto

Cañas de maíz Regulación de flujos hídricos en cauces Diques de postes de maderas Diques de estructuras gavionadas Disipadores

Estructura de postes de maderas Malla de sombra

Control y estabilización de taludes Muro con sacos rellenos Muro de neumáticos Muro de postes de madera

Biológicos Hidrosiembra


Medio ambiente

DESERTIZACIÓN/DESERTIFICACIÓN Se llama desertización a la transformación de tierras usadas para cultivos o pastos en tierras desérticas o casi desérticas, con una disminución de la productividad del 10% o más. La desertización es moderada cuando la pérdida de productividad se sitúa entre el 10% y el 25%; es severa si la pérdida está entre el 25% y el 50% y muy severa si es mayor. Cuando está provocado por la actividad humana se le suele llamar desertificación. La desertificación es la degradación de las tierras áridas, semiáridas y zonas subhúmedas secas. Causado principalmente por las actividades humanas y variaciones climáticas. La desertificación no se refiere a la expansión de los desiertos existentes. Sucede porque los ecosistemas de las tierras áridas, que cubren una tercera parte del total de la tierra, es extremadamente vulnerable a la sobre explotación y a un uso inapropiado de la tierra. Son consideradas tierras áridas o secas aquellas en las que se registra un equilibrio negativo entre los niveles de precipitaciones anuales y las pérdidas de humedad (evapotranspiración). Se utiliza un Índice de aridez, o relación precipitaciones/pérdida de humedad, para delimitar las diferentes zonas climáticas respecto de la sequedad (Atlas mundial de la desertificación, PNUMA). Con arreglo a este criterio, "por 'zonas áridas, semiáridas y subhúmedas secas' se entiende aquellas zonas en las que la proporción entre la precipitación anual y la evapotranspiración potencial está comprendida entre 0,05 y 0,65, excluidas las regiones polares y subpolares. Son tierras secas el 40% de toda la superficie terrestre (alrededor de 5.100 millones de hectáreas), que son el hábitat y el medio de subsistencia de más de 1.000 millones de personas (Atlas mundial de la desertificación, PNUMA). La desertificación afecta al 70% de las tierras secas del mundo, que representan 3.600 millones de hectáreas, es decir, la cuarta parte de todas las tierras del mundo. Se estima que la superficie total de suelos actualmente desertificados pero que habían estado con anterioridad dedicados a la agricultura es de 20 millones de Km2, cifra superior a la de la superficie actualmente en cultivo. Según estimaciones del Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente, una extensión similar a la de toda América (unos 33 millones de km2) se encuentran en riesgo de desertización. Más de 250 millones de personas están directamente afectadas por la desertificación. Además, alrededor de mil millones (o un billón) de personas en más de cien países están en riesgo. El cambio climático, la acidificación y salinización de los suelos, los incendios forestales y ciertas actividades humanas como la urbanización, deforestación, pastoreo excesivo, mala gestión del agua de riego y de los embalses, mal uso y gestión del suelo son los principales responsables del fenómeno.


Medio ambiente

La lucha contra la desertificación comprende las actividades que forman parte de un aprovechamiento integrado de la tierra de las zonas áridas, semiáridas y subhúmedas secas para el desarrollo sostenible y que tienen por objeto:

• la prevención o la reducción de la degradación de las tierras;

• la rehabilitación de tierras parcialmente degradadas; y

• la recuperación de tierras desertificadas. Otro grave problema, en el ámbito urbano y peri urbano es la pérdida de suelo debido al sellado bajo las construcciones, instalaciones industriales y las propias infraestructuras para la descontaminación de suelos, lo que limita otros posibles usos del suelo para las generaciones futuras.

Desde hace unas décadas, las necesidades de suelo en las áreas urbanas del planeta, y en las del continente europeo particularmente, han provocado un aumento espectacular de la superficie construida, que se ha ido extendiendo a un ritmo más rápido que la población (ver Figura 1). La mayoría de las nuevas áreas urbanas han sido creadas a costa de suelos naturales, dedicados tradicionalmente al uso agrícola y forestal, que mostraban, en general, buenos índices de calidad. Esta práctica resulta inconsistente con el principio de uso sostenible de los recursos naturales, y especialmente de los recursos no renovables a la escala humana de tiempo, entre los cuales se halla el suelo.

4.2. DEGRADACIÓN BIOLÓGICA DEL SUELO Aunque todas las funciones del suelo son importantes, la producción de biomasa es crucial, tanto en términos de actividades agrícolas y forestales, como en su proyección para proporcionar biodiversidad y diferenciación paisajística. Se entiende por biodiversidad el “conjunto de genes, especies, ecosistemas y paisajes en un espacio determinado y en un momento dado, considerados en sus interacciones jerárquicas sucesivas de genes a especies, ecosistemas y paisajes y viceversa” La degradación biológica implica el deterioro o eliminación de una o más poblaciones significativas, por ejemplo de microorganismos del suelo, con un papel muy importante en el ciclo de nutrientes, en la descomposición de residuos o en la detoxificación de los contaminantes. Algunos contaminantes presentes en el suelo tienen la culpa:


Medio ambiente

� desinfectantes, utilizados en ganadería, para el lavado de establos, lecherías y en tratamientos individuales; se aplican también para protección de heridas y podas fuertes en vegetales.

� antibióticos. Su presencia en el suelo altera la composición normal de la microflora y de la microfauna; al tiempo que modifica ciertas características del agua que los arrastra. Los indicadores de la degradación biológica del suelo son: 1. Población biológica y diversidad. 2. Ciclo de nutrientes. 3. Acumulación de moléculas contaminantes. 4. Cambio en los procesos redox. El resultado inmediato de la degradación biológica es la pérdida de materia orgánica; cuyas consecuencias principales son la degradación física, a través de la perdida de nutrientes, el aumento de la escorrentía y la erosión. La degradación biológica se expresa como disminución anual del % de humus del suelo. 4.3. DEGRADACIÓN QUÍMICA Hay procesos naturales que pueden llegar a originar una degradación química del suelo, entre ellos se deben citar los incendios, las variaciones en las corrientes hidrológicas o la deposición de cenizas volcánicas. Entre los principales procesos de degradación química están la acidificación, salinización y contaminación química. La degradación química puede ser reversible en algunos casos, como la ocasionada por la acidificación, pero la acumulación de contaminantes como los metales pesados puede llegar a ocasionar perjuicios irreparables. Los suelos degradados químicamente tienen o pueden tener múltiples implicaciones sobre, por ejemplo: 1. Calidad de las aguas superficiales 2. Calidad de las aguas subterráneas 3. Calidad de las atmósferas interiores de viviendas 4. Calidad agua potable 5. Salud humana 6. Uso recreativo del agua


Medio ambiente

7. Calidad de los alimentos 8. Vegetación 9. Calidad del medio ambiente atmosférico. 4.3.1. ACIDIFICACIÓN DEL SUELO La acidificación es el aumento de la concentración de iones H+ en el suelo. Se produce por múltiples causas, tanto naturales (lavado de cationes por el agua de lluvia, descomposición microbiana de la materia orgánica del suelo), como inducidas por las prácticas agrícolas (abonos acidificantes) o la contaminación exterior (lluvia ácida). De forma general se pueden enumerar cuatro procesos como responsables de la acidificación del suelo:

1. Procesos naturales, tales como la disociación de ácidos orgánicos y carbónicos junto con la lixiviación de bases por efecto del agua de lluvia

2. Uso indebido de fertilizantes nitrogenados 3. Reforestación con coníferas 4. Deposición atmosférica de contaminantes, principalmente procesos de la

generación de energía, la industria y el transporte. Este último, es la causa de la acidificación de los suelos en grandes extensiones de bosques centroeuropeos. Tres contaminantes –dióxido de azufre (SO2), óxidos de nitrógeno (NOx) y amoniaco (NH3)- están considerados como los principales responsables. Estos gases son transportados por la atmósfera a miles de kilómetros y transformados en ácido sulfúrico y ácido nítrico. Al depositarse en el suelo aumentan la acidez del mismo. La mayoría de los suelos pueden tolerar un cierto grado de acidez, que varía de unas zonas a otras. Una vez superada la carga crítica, se produce la ruptura del equilibrio con los consiguientes efectos. La carga crítica representa la cantidad máxima de un determinado componente que puede ser aportado a un suelo sin que se produzcan efectos nocivos. Este concepto de carga crítica explica, por ejemplo, por qué los efectos de la lluvia ácida aparecieron de forma más alarmante en los países Escandinavos que en los de Centro Europa, estos últimos con valores de precipitación ácida más altos. La abundancia de lagos, el predominio de suelos pobres en cationes básicos y abundantes formas de Al y Fe activas debido a la baja velocidad de alteración existentes a las bajas temperaturas de los países Escandinavos, fueron las causas del intenso impacto. Por el contrario, en centro Europa la presencia de suelos formados a partir de loess, materiales


Medio ambiente

aportados por el viento y ricos en Ca, junto a unas temperaturas más altas, dotan a los suelos de una mayor capacidad de amortiguación. El impacto más importante sobre el medio es la lixiviación de compuestos hacia las aguas superficiales y subterráneas. El agua que drena de los suelos acidificados puede contener elevadas concentraciones de aluminio. Este elemento produce deterioro de la vida acuática y contaminación de acuíferos. Otro impacto muy significativo es la reducción de la capacidad amortiguadora de los suelos. En los suelos agrícolas, la acidificación implica una reducción de la fertilidad debido a que se producen fenómenos de degradación de la materia orgánica y de pérdida de nutrientes. En los suelos no agrícolas, la acidificación da lugar a la pérdida de vitalidad de las plantas produciendo la pérdida y deterioro de hojas y en último caso la muerte de las especies vegetales. Por último, se produce una pérdida de la diversidad de especies vegetales acompañada de cambios en los organismos del suelo, al favorecerse la proliferación de especies acidófilas. La acidificación de un suelo se mide por la disminución anual del % de saturación en bases del complejo de cambio. 4.3.2. SALINIZACIÓN Supone un incremento en la concentración de sales, más solubles que el yeso, en la solución del suelo y se manifiesta por un incremento de la conductividad eléctrica de la misma. Se expresa como dS/m/año. Cualquier acción de recuperación de suelos salinos implica un lavado del suelo, y en concreto de las sales presentes en la rizosfera, además de prevenir la entrada incontrolada al sistema de nuevas sales. Cuando la salinidad va asociada a sodicidad (presencia de sodio), el problema es mayor pues es necesario, además del lavado, la sustitución del sodio presente en el complejo de cambio por calcio, por ejemplo. El lavado de las sales no presenta dificultad cuando el suelo es permeable y el nivel freático está suficientemente profundo. Cuando la circulación del agua está restringida a algunas direcciones preferentes de flujo, es necesario que las sales del suelo se difundan hacia los canales de circulación del agua. En el caso de suelos arcillosos profundos se necesita bastante tiempo y el establecimiento de un drenaje artificial, lo que incrementa los costes.


Medio ambiente

Suelos Normales: CEs < 4 dSm-1 a 25°C PSI < 15% Suelos Salinos: CEs > 4 dSm-1 a 25°C PSl < 15% Suelos Sódicos: CEs < 4 dSm-1 a 25°C PSI > 15% Suelos Salino-Sódicos: CEs > 4 dSm-1 a 25°C PSI > 15%

CEs: conductividad eléctrica del suelo

PSI: porcentaje de sodio intercambiable

Cuando existen aportes subterráneos de aguas salinas procedentes de zonas circundantes, es necesario establecer un sistema de drenes de contorno que impidan el paso de tales aguas al terreno que se está recuperando. El control de las sales en zonas elevadas debe realizarse de forma lenta, con el fin de evitar que los vertidos al río principal eleven su salinidad, de tal forma que se vean afectados los terrenos situados aguas abajo. Cuando el suelo contiene yeso puede bastar con inundarlo, tras haber establecido un sistema de drenaje que favorezca la percolación del agua. Si el suelo no posee yeso, la inundación provoca la dispersión de los coloides y disminuye la permeabilidad de la capa superficial, con lo cual no hay lavado posible. Una forma de prevenir esta dispersión es favorecer la permanencia de una gran cantidad de sales, que por efecto de la alta presencia iónica mantenga la estructura del suelo, lo que favorecerá la penetración del agua. Cuando la salinidad va acompañada de sodicidad, la alcalinización producida por el sodio favorece la dispersión de la arcilla, su movilización y la impermeabilización superficial del suelo. Todo ello dificulta el lavado hasta que no se lleva a cabo una eliminación del sodio. Por ello, en la primera etapa del lavado de sodio intercambiable, es aconsejable inundar el terreno con aguas salinas, además de adicionar yeso si el suelo no lo contiene. El sodio abundante de la solución hace que el complejo de cambio del suelo se encuentre saturado o semisaturado por este elemento; por este motivo la primera acción a tomar es desorberlo del complejo de cambio para que pueda ser eliminado por arrastre de la solución del suelo con el agua añadida. El desplazamiento del sodio del complejo solo puede hacerse mediante su intercambio con otro catión, siendo de elección el calcio por su mayor capacidad de ser adsorbido y por ser un elemento inocuo. Por ello, es necesario ir estabilizando la capa superficial y mejorando su drenaje, para continuar avanzando en profundidad con la capa estabilizada. Para ello se añade yeso y se realizan varios ciclos de humectación/desecación; en los suelos más ligeros pueden adicionarse estiércol o compost para facilitar la formación de una estructura estable en los


Medio ambiente

primeros centímetros. Una vez creada esa estructura ya es posible inundar el suelo para que el yeso vaya penetrando hasta las capas más profundas. Cuando existen capas compactadas, puede ser conveniente realizar un laboreo profundo que exponga estas capas en la superficie, en donde pueda fragmentarse por el mismo procedimiento de humectación/desecación ya citado. El segundo objetivo es establecer una cubierta vegetal para posibilitar que las raíces de las plantas vayan favoreciendo el paso del agua. Una planta muy indicada es el arroz, que puede sobrevivir en terrenos encharcados y que tiene una buena resistencia a la salinidad. Algunas especies de Melilotus o de Trifolium, pueden resultar también muy eficaces, junto con algunas gramíneas e incluso la alfalfa. Todos estos cultivos se entierran como abono verde que ayuda a incorporar al suelo, fósforo, hierro, manganeso y cinc de los que estos suelos suelen presentar carencias importantes.

Vegetación utilizable en la recuperación de suelos salinos

Melilotus Trifolium

Cuando sea posible, se puede adicionar azufre en lugar de yeso o acompañándolo, pues se requiere menor cantidad, aproximadamente sólo una quinta parte. El cálculo del yeso necesario no debe hacerse en función del sodio a eliminar sino de las necesidades de calcio para saturar el suelo en este elemento.

Algo siempre recomendable en áreas agrícolas es una buena rotación de cultivos para mejorar la estructura del horizonte superficial del suelo.


Medio ambiente

4.3.3. CONTAMINACIÓN QUÍMICA DEL SUELO Hablamos de contaminación endógena (contaminación natural) cuando detectamos concen-traciones anormalmente elevadas o presencias no justificadas edáficamente de los constituyentes habituales del suelo. Esta forma de contaminación está relacionada con formaciones geológicas específicas, o con materiales constituyentes transportados. Las rocas serpentinizadas con altos contenidos de elementos como Cr, Ni, Cu, Mn, dan lugar, en condiciones de fuerte lavado, a la pérdida de los elementos más móviles, Mg, Ca, y, en ocasiones hasta gran parte del Si, con lo que los suelos residuales fuertemente evolucionados presentan elevadísimas concentraciones de aquellos elementos metálicos, que hacen a estos suelos susceptibles de ser utilizados como menas metálicas. Otro ejemplo de alta concentración se produce en la evolución acidificante de los suelos por la acción conjunta de la hidrólisis, lavado de cationes, presión de CO2 y ácidos orgánicos que, progresivamente, conducen a una mayor concentración de Al disuelto y a un predominio de especies nocivas como Al+3 o a formas Al-OH escasamente polimerizadas (Macias et al.). El término contaminación exógena o contaminación de origen antrópico, hace referencia a los aportes que recibe el suelo, con carácter puntual o difuso. Las principales fuentes de contaminación exógena, por volumen de aporte de contaminantes, son: 1. Producción energética. 2. Actividades industriales. 3. Actividades agrícolas. 4. Gestión inadecuada de residuos. Los orígenes más comunes de la contaminación química de los suelos son: 1. la deposición de residuos (controlada o incontrolada) 2. los vertidos accidentales 3. las pérdidas y fugas durante el proceso de producción 4. el almacenamiento de materias primas, productos o residuos sobre el suelo o en

tanques subterráneos 5. el transporte de materias primas, productos acabados o residuos 6. los accidentes y vertidos de productos durante operaciones de llenado de tanques

y/o trasvases; 7. las operaciones de carga, descarga y trasvases goteos en uniones entre

mangueras, sobrellenado; 8. la deposición desde la atmósfera procedente de un emplazamiento industrial


Medio ambiente

9. la migración de los contaminantes hacia otros emplazamientos tanto en forma de vapor, como de lixiviado, etc.

10. el uso de fertilizantes y productos fitosanitarios. 11. la aplicación de lodos de depuradora en suelos agrícolas 12. las fugas de las redes de alcantarillado; 13. el abandono de industrias obsoletas de entre las catalogadas de riesgo

(brownfields). La EPA define a los brownfields como recursos industriales y comerciales abandonados, o poco utilizados, donde la expansión o la reconstrucción es complicada por una contaminación del medio ambiente verdadera o percibida.

Contaminación difusa en Europa


Medio ambiente

4.3.3.1. CARACTERÍSTICAS DE LA CONTAMINACIÓN DE LOS SUELOS. La contaminación química de los suelos tiene unas características generales comunes: 1) raramente es uniforme en toda la extensión del terreno, lo que provoca numerosos problemas a la hora de delimitar la zona afectada y de proceder a la recuperación de la misma; 2) en casos de contaminación múltiple, no demasiado raros, pueden coexistir diversos modelos de comportamiento de los contaminantes, lo que complica enormemente el estudio y la resolución del problema; 3) los niveles de contaminación varían con la profundidad del suelo. 4.3.3.2. ACTIVIDADES POTENCIALMENTE CONTAMINANTES. Entre las actividades más contaminantes podemos citar - Industria siderometalúrgica - Industria química y farmacéutica - Industria de productos metálicos - Industrias de la madera - Chatarrerías (reciclado de metales) - Áreas de desguace de vehículos - Estaciones de servicio - Industria armamentística - Instalaciones militares Ver tablas que reproducen los anejos del RD que desarrolla la Ley de Residuos del Estado español. 4.3.3.3. PRINCIPALES CONTAMINANTES QUÍMICOS

METALES y METALOIDES

COMP. INORGANICOS

COMP. AROMATICOS

Cr Cd Co Sn Ni Ba Cu Hg Zn Pb As Se

NH4 F CN- S Br P

Benceno Etilbenceno Tolueno Xileno Fenoles


Medio ambiente

PAHs

HIDROCAR. CLORADOS

PLAGUICIDAS

Naftaleno Fenantreno Antraceno Fluoranteno Criseno Benzo(a)pireno Benzo(k)fluorano Indenopireno Benzoperileno

Clorobencenos Clorofenoles PAHs clorados PCBs EOXs

Inorgánicos Orgánicos Naturales Síntesis Organoclorados Organofosforados Triazinas Der. A. Carbámico Der. A. Fenoxiacético Comp. Fenólicos ….

OTROS COMPUESTOS

Tetrahidrofurano Tetrahidrotiofeno Ciclohexanona Estireno Ftalato Piridina

TPHs: benceno, etilbenceno, tolueno, xileno, cresol, fenol, catecol, resorcinol, hidroquinona, naftaleno, antraceno, fenantreno, fluoranteno, benzo (a) antraceno, criseno, benzo (a) pireno, benzo (ghi) perileno, benzo (k) fluoranteno e indeno (123-cd)pireno.

Los metales o especies metálicas pueden hallarse en el suelo en diversas formas: (1) solubles, (2) intercambiables, (3) complejadas por la materia orgánica, (4) ocluidas dentro de los óxidos de hierro y manganeso, (5) precipitadas, (6) incluidas en la estructura de los silicatos y/o (7) acumuladas en los organismos vivos. Sólo cuando las dos primeras formas representan un porcentaje importante del contenido total del metal/es, debe considerarse la situación como grave.

Fracción biodisponible: fracción del metal que puede ser absorbida por el organismo a través del sistema gastrointestinal, el sistema pulmonar y la piel. Se calcula, desde el punto de vista toxicológico, a partir de la experimentación en laboratorio con animales a los que se les suministra diferentes dosis de suelo contaminado y se les analiza posteriormente el contenido en sangre o en órganos del compuesto.


Medio ambiente

Fracción bioaccesible: fracción del metal que está disponible para su absorción por los organismos. Generalmente es mayor que la fracción biodisponible por lo que puede ser utilizada para estimar la fracción biodisponible con un criterio conservador. La contaminación por metales y otros compuestos inorgánicos es generada principalmente por actividades como:

• la transformación de la pirita y otros minerales

• la recuperación de metales a partir de la chatarra

• los tratamientos de superficies basándose en recubrimientos metálicos

• la fabricación y uso de pinturas

• la fabricación y uso de fertilizantes Cadmio Relacionado a menudo con temas de seguridad alimentaria. Se acumula en cultivos. Lixivia en suelos ácidos con poca capacidad de retención. Cobre Genera preocupación la posible toxicidad aguda observada en niños a partir de concentraciones relativamente bajas. Plomo Se ha logrado disminuir notablemente su concentración en los suelos, sin embargo, sigue preocupando su presencia especialmente en los horizontes superficiales ricos en materia orgánica. Los efectos que produce sobre el sistema nervioso central y el proceso de aprendizaje en los niños, son de sobras conocidos. Mercurio Elemento muy tóxico, sufre transformaciones en formas muy móviles (e.g. metilmercurio). Arsénico En algunas regiones aparece a elevadas concentraciones en el suelo y en las aguas de forma natural. Su biodisponibilidad suele ser baja en el medio, no así en el organismo humano. El uso de fertilizantes minerales ha contribuido en gran medida a aumentar el rendimiento agrícola. De hecho, la fertilización nitrogenada es actualmente insustituible para obtener altas productividades. Su consumo ha aumentado desmesuradamente: de 7 millones de toneladas en 1945 a más de 100 millones en la actualidad.


Medio ambiente

En la mayoría de suelos naturales dedicados a la agricultura intensiva se requiere aportes de nitrógeno, fósforo y potasio para mantener la productividad. Del total de nutrientes aplicados, la mayor parte será asimilada por el cultivo, pero una parte quedará retenida en el medio y otra se perderá en forma gaseosa, por erosión o junto con las aguas de drenaje. Estas pérdidas son la causa de contaminación de las aguas continentales. Al aumentar las dosis, no se consigue siempre un incremento proporcional de los rendimientos pero sí aumentar el riesgo de dispersión hacia las aguas, con el consiguiente riesgo de eutrofización de los sistemas acuáticos continentales. Concentraciones elevadas de fertilizantes sólo pueden causar efectos negativos, bien por toxicidad, bien por desequilibrios nutritivos. El efecto más grave provocado por la presencia de fertilizantes en el suelo procede de los nitratos. Mientras que los fosfatos forman compuestos insolubles, los nitratos son muy solubles, pudiéndose incorporar a las aguas subterráneas, donde continúan actuando como elementos fertilizantes de la vegetación acuática, provocando la eutrofización del medio. Además si los nitratos llegan a aguas subterráneas utilizadas para el consumo humano, pueden provocar metahemoglobinemia infantil (enfermedad de los niños azules) debido a su transformación en nitritos en el estómago de los recién nacidos. Un problema adicional es la contaminación por metales pesados, causada por la aplicación de fertilizantes fosfatados. La concentración de metales pesados en este tipo de fertilizantes depende de su origen. Estos minerales presentan contenidos variables de cadmio y zinc. Entre los compuestos orgánicos con un mayor impacto ambiental citaremos, en primer lugar, a los plaguicidas que se utilizan durante la producción, transformación, almacenamiento, transporte y distribución de productos agrícolas con el objeto de: - Detener o erradicar enfermedades, parásitos, malas hierbas. - Actuar sobre los mecanismos reguladores del crecimiento. - Inhibir la caída de los frutos. El uso de plaguicidas en suelos agrícolas ha aumentado considerablemente en las últimas décadas. Aunque de hecho hace varios siglos que se vienen utilizando plaguicidas naturales, no fue hasta 1940, con la introducción de los compuestos orgánicos sintéticos, cuando su utilización se disparó. En la actualidad existen del orden de cien mil formula-ciones diferentes que implican a unos 1500 principios activos distintos. Los plaguicidas pueden clasificarse según diversos criterios.


Medio ambiente

Por su aplicación. Insecticidas

Herbicidas Acaricidas Antisépticos Bactericidas Fungicidas Repelentes Defoliantes Por su acción. De contacto No selectivos Selectivos

Sistémicos

Su problemática ambiental está relacionada con su estabilidad química, que los hace más persistentes que otros contaminantes orgánicos en los suelos. Los niveles tróficos superiores presentan las máximas acumulaciones y los mayores índices de toxicidad también. El plaguicida ideal es aquel que siendo eficaz para un determinado objetivo, es inocuo para otros organismos y desaparece al haber desencadenado el efecto biológico deseado. Su complejidad es extraordinaria. Da fe de ello, el que sólo en el ámbito de los herbicidas , existan diversos compuestos clasificables según distintos criterios:

Por su finalidad

Total/ No selectivo. Es aquel que destruye toda la vegetación sobre la que se aplica (Ej. acción temporal: bromuro de metilo; acción más persistente: simazina o atrazina a grandes dosis). Puede ser selectivo si se aplica en dosis menores.

Selectivo. Son aquellos que en condiciones normales destruyen las malas hierbas y no el cultivo. Por su modo de actuación

Residuales. Son aquellos que permanecen en el suelo el tiempo suficiente como para ir matando las malas hierbas en el momento de su germinación o nascencia; estos productos no son tóxicos para la planta cultivada o se descomponen en productos no tóxicos antes de que nazca ésta. Se aplican después de la siembra del cultivo y antes de su nascencia.

De contacto. Aquellos que matan las plantas sobre las que caen, pero su acción tóxica es de muy poca duración y se descomponen rápidamente en sustancias no fitotóxicas o


Medio ambiente

desaparecen del medio. Solamente queman las partes que mojan. (Ej. Paraquat, Diquat, Aceite diesel; Propanil y Dinoseb entre los selectivos)

Sistémicos. Penetran en el interior de la planta, mezclándose con la savia y repartiéndose por toda ella. Actúan por translocación (Ej. Glyphosate y MSMA como no selectivos; 2,4-D, 2,4,5-T, Dalapon, Dicamba o Picloram como selectivos). Según el momento de aplicación (herbicidas selectivos)

Presiembra: Son los que se aplican después de la preparación del suelo, pero antes de la siembra o plantación. (Ej. Glifosato, EPTC, o Trifluraim, los dos últimos muy volátiles)

Preemergencia: Son los productos que se aplican después de la siembra de la planta cultivada, pero antes de su nascencia. (Ej. Atrazine y Diuron)

Postemergencia: Son aquellos que se aplican después del nacimiento de las malas hierbas y de la planta cultivada. (Ej, Paraquat, 2,4-D y el Glyphosate) En la imagen, aspecto del manglar vietnamita en 1967 tras la utilización del conocido agente naranja (mezcla al 50 % de 2,4 D y 2,4,5 T). Entre otros destacados plaguicidas citaremos: Insecticidas organoclorados: los representantes más genuinos son DDT, Lindane, Aldrin y Dieldrin, muy utilizados en el pasado. En la actualidad, estos compuestos tienen limitadas o prohibidas la fabricación y utilización en los países más industrializados. Insecticidas organofosforados: son los plaguicidas más tóxicos para los vertebrados. Hay derivados alifáticos, el Malathion es el representante más usado desde antiguo, derivados fenílicos y derivados heterocíclicos. Derivados de la urea: entre los que cabe destacar los derivados de la fenilurea, la sulfonilurea y el uracilo. Para una clasificación e información más completa sobre plaguicidas (pesticidas) ver: www.alanwood.net/pesticides/class_pesticides.html Se debe añadir que procesos como la desinfección de suelos se han convertido en una práctica agrícola muy utilizada en cultivos hortícolas intensivos, siendo el bromuro de metilo uno de los más empleados en el pasado. El bromuro de metilo puede ser absorbido en el suelo por los minerales de la arcilla i/o por la materia orgánica humificada. Durante su mineralización libera bromuro en formas muy solubles y tóxicas para los elementos vegetales por lo que desde hace años ha ido siendo sustituido. Entre los compuestos orgánicos procedentes de la actividad industrial hemos de citar:


Medio ambiente

Dioxinas: integradas, entre otras por la dibenzodioxina policlorada (PCDD) y el dibenzofurano policlorado (PCDF). Se originan en el proceso de fabricación de clorofenoles, bifenilos clorados, naftaleno y clorobenceno y llegan al suelo con la deposición de las cenizas volantes. Bifenilos policlorados (PCBs): utilizados en el pasado como refrigerantes o aislantes en transformadores, son especialmente tóxicos por su facilidad para introducirse en la cadena trófica, por lo que han sido prohibidas su utilización y fabricación. Policlorofenoles: constituyen unos potentes plaguicidas, aunque también se utilizan como desinfectantes. Algunos de ellos tienen una elevada toxicidad. Hidrocarburos policíclicos aromáticos (PAHs): Procedentes de la combustión incompleta de compuestos orgánicos, estas sustancias con propiedades carcinogénicas se incorporan al suelo en superficie. Hidrocarburos totales del petróleo (HTPs o TPHs): benceno, etilbenceno, tolueno, xileno, cresol, fenol, catecol, resorcinol, hidroquinona, naftaleno, antraceno, fenantreno, fluoranteno, benzo(a)antraceno, criseno, benzo(a)pireno, benzo(ghi)perileno, benzo(k)fluoranteno e indeno(123-cd)pireno.

FRACCIÓN EVIDENCIA

HTP - Aliph >C05-C06







HTP - Arom >C05-C07

HTP - Arom >C07-C08

HTP - Arom >C08-C10

HTP - Arom >C10-C12

HTP - Arom >C12-C16

HTP - Arom >C16-C21

HTP - Arom >C21-C35

No cancerígeno

El benceno se considera a parte, ya que se trata de una sustancia cancerígena.


Medio ambiente

Compuestos representativos de las principales fracc iones

Composición de los derivados del petróleo

Para una información más completa sobre los distintos contaminantes y sus efectos ver: http://www.atsdr.cdc.gov/toxpro2.html#-A- Para información sobre métodos analíticos para la determinación de los distintos contaminantes en suelos y residuos consultar: http://www.epa.gov/epaoswer/hazwaste/test/main.htm.


Medio ambiente

Actividades industriales y comerciales y contaminan tes potenciales

Tipo de industria Contaminantes

Acumuladores/baterías Plomo, Cromo, Níquel, Cadmio, Arsénico

Asfalto/Alquitrán Fenoles, PAH, BTEX, y aceite

Pinturas/Lacados Disolventes (clorados y otros), Arsénico, Cromo, Cobre, Cadmio, Plomo, Cinc, Estaño, Ftalatos

Curtidos Disolventes (clorados y otros), Cromo, Cobre, Cadmio, Níquel, Arsénico, Cinc

Fábricas de gas Fenoles, PAH, BTEX, cianuros, azufre

Galvanización Disolventes, Cr, Cu, Cd, Zn, As, Pb, cianuro

Lanas y fibras de vidrio Fenoles

Lacados Disolventes (clorados y otros)

Química de síntesis Disolventes (clorados y otros), Arsénico, Cromo

Grano y piensos Mercurio

Colas y pegamento Disolventes

Industria farmacéutica Disolventes (clorados y otros)

Fundiciones/Acerías Cd, Cu, Cr, Ni, Pb, Zn, Mo, aceites, fenoles, BTEX, disolventes clorados

Gasolineras Aceite/diesel, BTEX, Plomo, MTBE

Refinerías Aceite/diesel, BTEX, Plomo

Industria de plástico Disolventes, Ftalatos, Plomo, Cadmio

Tintorerías Disolventes (clorados y otros), aceite

Astilleros Disolventes (clorados y otros), PAH, aceite, Cadmio, Cobre, Cromo, Níquel, Plomo, Cinc, Estaño.

Chatarrerías Plomo, Cobre, Cromo, Níquel, Cadmio, aceites

Textiles e impregnación Disolventes (clorados y otros), pentaclorofenol, Cromo, Cadmio, Níquel

Imprenta/Artes gráficas Disolventes (clorados y otros), Plomo, Cobre, Mercurio, Cromo, Níquel

Vulcanización Aceite, disolventes (clorados y otros)

Talleres y garajes Aceite, BTEX, mercurio, Cadmio

Plantas de reciclaje Según el reciclaje

Fabricación de pesticidas Disolventes (clorados y otros), pesticidas, Arsénico, Mercurio, Cromo, Cobre


Medio ambiente

Los suelos próximos a industrias siderúrgicas y mineras están contaminados generalmente por alguno de los siguientes elementos: plomo (Pb), zinc (Zn), cadmio (Cd), selenio (Se), y arsénico (As). En este sector se emiten a la atmósfera grandes cantidades de partículas de composición muy variada (cuarzo, calcita, yeso, feldespatos y asbestos entre otros). Toda actividad generadora de partículas puede ser considerada foco potencial de contaminación del suelo, debido a la deposición -seca o húmeda- de aquéllas y los efectos sinergeticos que se pueden producir entre unas especies y otras. El fluor puede ser vertido por industrias electroquímicas, de fabricación de materiales de la construcción, de fabricación de fertilizantes, de obtención de aluminio. Elementos derivados del azufre como el ácido sulfhidrico y los mercaptanos se originan principalmente en actividades de fabricación de papel, tratamiento de la madera, fabricación de colorantes, refinerias, etc. Otro tipo de contaminación química es la generada por los radioisótopos. Entre los contaminantes radioactivos podemos citar:

Americium-241 Iodine-129,-131 Ruthenium-103,106

Barium-140 Krypton-85 Silver-110m

Carbon-14 Molybdemum-99 Strontium-89,-90

Cerium-144 Neptunium-237 Technetium-99

Cesium-134, -137 Plutonium-238, -239,-241 Tellurium-132

Cobalt-60 Polonium-210 Thorium-228, -230, -232

Curium-242,-244 Radium-224, -226 Tritium

Europium-152, -154, -155 Radon-222 Uranium-234, -235, -238

Muchos de ellos llegan al suelo a través de una mala gestión de los residuos sanitarios, entre otras muchas causas. En la evolución de la contaminación producida por diferentes compuestos se observa en los últimos años que los compuestos radiactivos tienen tendencia a disminuir mientras que otros como los organoclorados, derivados del petróleo y contaminaciones de origen biológico, no dejan de aumentar.


Medio ambiente

4.4. CUANTIFICACIÓN DE LA DEGRADACIÓN Para evaluar el avance de cada tipo de proceso degradante se emplean determinadas propiedades del suelo. Recordémoslas aquí.

Degradación física aumento de la densidad aparente, en gr/cm3/año; disminución de la permeabilidad, en cm/hr/año. erosión hídrica y eólica: pérdida de suelo en Tm/ha/año.

Degradación química acidificación, disminución de la saturación en bases, en %/año; salinización, aumento de la conductividad eléctrica en pasta saturada a 25ºC en

dS/m/año; sodificación, aumento del sodio intercambiable, en %/año; toxicidad, aumento de los elementos tóxicos, en ppm/año. contaminación, aumento de contaminantes, en %/año o en ppm/año.

Degradación biológica disminución del humus, en %/año.

Todos los tipos de procesos de degradación están relacionados y avanzan, recordémoslo, a distintas velocidades. A la hora de evaluar la gravedad de las alteraciones, en el caso de los suelos degradados, es necesario considerar dentro de la caracterización: a) los parámetros que van a ser utilizados para definir la calidad. b) los niveles cuantitativos de referencia. c) los procedimientos de medida. d) la evaluación propiamente dicha de la calidad del suelo.


Medio ambiente

4.5. EVALUACIÓN DE LA CALIDAD DE LOS SUELOS Todos los expertos están de acuerdo en considerar que la calidad de los suelos ha de ser establecida después de considerar: I. Efectos sobre la salud humana derivados del estado del suelo. 2. Efectos sobre el funcionamiento de los ecosistemas y sobre el propio medio. 3. Dinámica de los contaminantes en el suelo. I) Efectos sobre la salud humana derivados del est ado del suelo. La exposición directa a los contaminantes (físicos, químicos y biológicos) presentes en el suelo se produce a través de la ingestión de suelo, la inhalación de substancias volatilizadas desde el suelo, o el contacto de la piel con el suelo.

Rutas de exposición Vías de exposición

A pesar de que la ingestión directa de suelo por los humanos no parece obvia en primera instancia, es una fuente importante. Es una de las rutas más relevantes en las proximidades de áreas con explotaciones mineras o industria metalúrgica (Cotter-Howells y Thornton, 1991). En los adultos, la ingestión de suelo ocurre por ingesta de alimentos con partículas de suelo adheridas. Son la práctica de la agricultura y la jardinería, además de los juegos en el exterior, las principales causas de esta exposición. En los niños, la exposición es mayor. Se estima que la ingesta media diaria de suelo para un niño está comprendida entre 100 y 200 mg, según los niños vivan en un área urbana o rural, siendo aquella menor en invierno. Para los adultos es del orden de 50 mg/día.


Medio ambiente

Se trata de partículas finas, con una gran superficie específica, y que son capaces de adsorber parte de los contaminantes del suelo. La inhalación de aire contaminado tiene su origen en la volatilización de compuestos procedentes del suelo o de las aguas subterráneas contaminadas. Es especialmente importante en el caso de compuestos orgánicos. El riesgo de inhalación se presenta allí donde se acumulan los compuestos volátiles en zonas confinadas (por ejemplo, espacio entre el pavimento de las construcciones y la zona de procedencia del contaminante). Ni siquiera los suelos de hormigón parecen impedir la penetración de una pequeña cantidad de sustancias volátiles a su través. Se tienen pocos datos sobre las tasas de absorción percutánea, biodisponibilidad, o cuantificación de las dosis incorporadas al organismo humano por vía cutánea, así como sobre los problemas relacionados (dermatitis, alergias). Rutas de exposición indirectas son: el consumo de: productos hortícolas, carne u otros productos de origen animal contaminados a través del suelo. La contaminación de los cultivos a través del suelo puede tener lugar a través de tres procesos: absorción a través de las raíces, adhesión de partículas a partes aéreas y subterráneas de la planta (hay que considerar la salpicadura o las lluvias) y absorción foliar de compuestos volátiles. Los diversos contaminantes presentan distinta peligrosidad para la salud humana. Las propiedades de los contaminantes utilizadas en primera instancia para valorar su peligrosidad están relacionadas con la salud y con la seguridad de los individuos.

Propiedades relacionadas con la salud Cancerigenicidad Infecciosidad Respuesta alérgica Mutagenicidad Toxicidad Radioactividad Teratogenicidad Propiedades relacionadas con la seguridad Corrosividad Explosividad Inflamabilidad Reactividad


Medio ambiente

Como veremos más adelante, será necesario para valorar los efectos sobre la salud tener en cuenta también a los individuos afectados.

2) Efectos sobre el funcionamiento de los ecosistem as y sobre el propio medio. En cuanto a los organismos vivos se refiere, sólo aquellos cuyo ciclo vital se desarrolla total o parcialmente en el suelo, y los vegetales cuyas raíces penetran en el suelo, serán los más directamente afectados. Para el resto de las especies terrestres, que viven sobre la superficie del suelo, el contacto directo con los contaminantes presentes en el suelo, tendrá lugar preferentemente a través de la cadena trófica aunque no se debe descartar la exposición epidérmica o la ingestión directa de suelo. Los efectos de la degradación de los suelos sobre el propio medio vendrán determinados principalmente por la cantidad y naturaleza de las cargas contaminantes pasadas y presentes y por la diferente capacidad natural de los suelos para contrarrestar y transformar los contaminantes implicados. Los principales efectos son:

� Reducción de la capacidad autodepuradora � Disminución de la biodiversidad y de la actividad microbiana � Disminución del rendimiento en la producción de biomasa � No mantenimiento de las funciones del suelo � Modificación de las propiedades y características del suelo

Físicas textura del suelo estructura del suelo porosidad distribución de la porosidad contenido en agua color del suelo temperatura Químicas pH (acidificación) potencial redox contenido en carbono contenido en oxígeno capacidad de intercambio iónico propiedades coloidales


Medio ambiente

contenido en nutrientes contenido en contaminantes

Biológicas

actividad biológica actividad enzimática microflora fauna

3) Dinámica de los contaminantes en el suelo. Las propiedades y características del suelo que más influyen sobre el comportamiento de los contaminantes inorgánicos son:

Materia orgánica pH Sorción Ligandos sintéticos Salinidad

La presencia de sales en el suelo puede, por ejemplo, incrementar la movilidad de los metales pesados por dos mecanismos: a) los cationes como Na y K pueden reemplazar a los metales en los lugares de adsorción y b) los aniones tipo cloruros pueden formar complejos solubles y estables con metales como Cd, Zn y Hg.

Por supuesto también influye el contaminante y la forma/s en que se presenta, lo que le confiere propiedades distintas. Por lo que respecta a los contaminantes de carácter orgánico , son los parámetros fisico-químicos de los propios contaminantes los más determinantes: Kd: Es el coeficiente de distribución de la sustancia entre el suelo y el agua. Valores comprendidos entre 5 y 500 indican una sorción relativamente fuerte. Los comprendidos entre 500 y 5000 indican una sorción muy fuerte. Koc: Es el coeficiente de distribución de la sustancia entre el carbono orgánico y el agua. Kow: Es el coeficiente de distribución entre el octanol y el agua. Se ha utilizado para predecir la tendencia de la sustancia a distribuirse entre la fase orgánica (acumulación en los tejidos grasos de los peces) o la fase acuosa, o para evaluar la bioacumulación de la sustancia en especies acuáticas. Se expresa habitualmente en forma de logaritmo. Valores de log Kow


Medio ambiente

inferiores a 1 (Kow < 10) son indicativos de comportamientos hidrófilos, tratándose de compuestos bastante solubles en agua, que se adsorben poco sobre los suelos o sedimentos y con factores de bioconcentración en los organismos acuáticos pequeños. Valores superiores a 4 (Kow > 104) son indicativos de sustancias lipófilas. Solubilidad: Es la concentración máxima de una sustancia en disolución en agua a una temperatura determinada. Constante de Henry: Da idea del grado de distribución de una sustancia entre la fase gaseosa y la fase líquida. Relaciona la presión parcial del soluto en la fase vapor con la fracción molar de los constituyentes en disolución. Regula, con otros factores, la volatilización desde el agua o la solución del suelo de la correspondiente sustancia. Valores inferiores a 10-7 corresponden a sustancias no volátiles. Valores superiores a 10-3 corresponden a sustancias altamente volátiles. Presión de vapor: Expresa la presión ejercida por una sustancia en fase de vapor en equilibrio con una fase sólida/ líquida a una temperatura determinada. Regula la volatilización de las sustancias químicas y la volatilización de sustancias sorbidas sobre suelos o sedimentos. Los compuestos volátiles tienen presiones de vapor superiores a 1 mm de Hg a 20ºC y/o puntos de ebullición inferiores a 100ºC. Difusividad: Es la capacidad de movimiento de una molécula en un medio líquido o gaseoso como resultado de una diferencia de concentración. Factor de bioconcentración: mide la distribución de una sustancia química entre un medio biológico y una matriz ambiental (agua, suelo). Vida media: mide la persistencia de la sustancia en el medio. La vida media del Aldrin, un insecticida, aplicado a una dosis media de 2 Kg/ha es de 0.3 años. La del DDT es de 2.8 años. La del tetracloroetano es de 384 años. Para las sustancias que llegan al suelo, independientemente de cual haya sido su vía de llegada, éste puede actuar como: a) una matriz inerte por la que percolan. Tal es el caso de los iones sodio, cloruro, nitrato, sales neutras y metales solubles en medio ácido, tal como cadmio, zinc y manganeso; b) un sumidero donde acumularse, como pasa con el plomo en horizontes orgánicos, los metales pesados en suelos neutros, o los hidrocarburos en suelos forestales; los procesos que regulan la retención son: físicos : filtración y retención capilar


Medio ambiente

bioquímicos : biodegradación químicos : precipitación, co-precipitación, intercambio iónico, adsorción. c) una fuente de aquellas sustancias que pueden lavarse desde el suelo (aluminio, gases estables). En el esquema siguiente se estudia la dinámica en el suelo de los plaguicidas. Se considera que un plaguicida puede movilizarse hacia las aguas subterráneas cuando el compuesto cumple 1 o más de las siguientes condiciones:

1. solubilidad en agua >30 mg/L 2. Kd < 5 3. Vida media frente a los procesos hidrolíticos > 25 semanas 4. Vida media en el suelo > 2 semanas

La distribución de los contaminantes entre la fase sólida y la fase líquida de los suelos es la más frecuente. La presencia de contaminantes en la fase sólida ha de ser tenida muy presente cuando se considere la ingesta de suelo, que realizan algunos animales y los niños. Pocos contaminantes permanecen sin transformarse o eliminarse del medio al que originariamente llegan. Algunos de ellos pueden experimentar reacciones que conduzcan a su transformación en otras formas con propiedades y efectos muy diferentes. Las principales reacciones de transformación, en el caso de substancias biodegradables son: La sustitución simple La hidrólisis


Medio ambiente

La oxidación La reducción En el caso de sustancias más lentamente biodegradables las reacciones serían: La hidrólisis de los grupos funcionales más lábiles (amidas y ésteres) La desalquilación La desaminación La deshalogenación La reducción del doble enlace La hidroxilación La oxidación/reducción La ruptura del anillo. 4.5.1. PROCEDIMIENTOS DE EVALUACIÓN DE LA CALIDAD Para valorar cuándo un problema de degradación afecta a la calidad de los suelos se utilizan diversos procedimientos que pueden englobarse básicamente en dos tipos. El primero utiliza estándares de calidad (valores rígidos); el segundo reconoce que las consecuencias de la existencia de una concentración elevada de contaminante/s en el suelo varían de un emplazamiento a otro, y para determinarlas se sirve de modelos, evaluaciones toxicológicas o análisis de riesgo que permiten establecer criterios específicos adaptados a cada caso. En los últimos tiempos, el segundo enfoque está siendo el más empleado. Tomemos como ejemplo el procedimiento utilizado en Cataluña, mezcla de ambos. http://www.arc-cat.net/ca/altres/sols/proces.html


Medio ambiente

4.5.1.1. ESTÁNDARES DE CALIDAD. Los estándares de calidad de los suelos son la traducción al ámbito normativo de los criterios citados. El primer paso en el establecimiento de los estándares de calidad en suelos se basa siempre en el conocimiento de las condiciones naturales de los suelos y de la concentración de diversos componentes en su estado natural, es decir tiene como objetivo fijar los niveles de fondo (background levels). Estos valores dependen, en primer lugar, del tipo de material originario a partir del cual se ha formado y desarrollado el suelo en estudio y, en segundo lugar, de los procesos edafogenéticos que han tenido y tienen lugar. Por eso es preciso determinarlos en cada caso. A título de ejemplo se muestran los datos del Servicio Geológico de los EE.UU. (ver tabla adjunta).


Medio ambiente


Medio ambiente

Para algunos componentes de los suelos es imposible en la actualidad, a causa de la extensión de los procesos de degradación a la casi totalidad de la superficie terrestre, determinar los valores de los niveles de fondo. En algunos países se utilizan niveles de referencia para una serie de compuestos que son valores que marcan el límite por debajo del cual no hay riesgo, ni para las personas ni para los seres vivos en general o el medio, o de haberlo, este riesgo es despreciable. Los niveles de referencia sirven, en una aproximación de tipo genérico, para indicar cuándo un suelo está o no afectado por contaminación, aunque tendrían que ser considerados como valores indicativos. Otro tipo de valores son los antiguamente denominados valores de intervención, que señalan, de ser superados, la existencia de riesgo para la salud humana o los ecosistemas. En la elección de los estándares a utilizar en un territorio las autoridades competentes valoran: - naturaleza y concentración de las sustancias contaminantes, que nos da una idea de la gravedad de la contaminación y de sus posibles efectos - factores locales edáficos, % de arcilla, m.o., pH, material geológico, pluviometría, topografía, cubierta vegetal existente, etc., con influencia sobre el comportamiento ambiental de las sustancias, determinando su disponibilidad y grado de dispersión. - uso del suelo, que se superpone a los factores anteriores y determina el grado de exposición real al contaminante de la población humana y los organismos vivos, así como las posibilidades de dispersión. Los estándares que se proponen en España a partir de la aprobación del Real Decreto aparecen en los anexos del mismo. A continuación se exponen los Criterios para el cálculo de niveles genéricos de referencia que preconiza la norma. Determinación de los valores umbrales toxicológicos, en función del uso del suelo: Se identificarán y definirán las vías de exposición relevantes. Como mínimo, deberán considerarse las siguientes vías de exposición:

• Uso industrial del suelo: inhalación de vapores del suelo, inhalación de partículas de suelo contaminado e ingestión de suelo contaminado.

• Uso urbano del suelo: inhalación de vapores del suelo, inhalación de partículas de suelo contaminado, ingestión de suelo contaminado y contacto dérmico con el suelo.


Medio ambiente

• Otros usos del suelo: inhalación de vapores del suelo, inhalación de partículas de suelo contaminado, ingestión de suelo contaminado, ingestión de alimento contaminado y contacto dérmico con el suelo.

Se definirán las características del individuo razonablemente más expuesto y, para cada una de las vías de exposición consideradas, se determinará la dosis a la que éste está expuesto. Para la determinación de la exposición se hará uso de alguno de los modelos elaborados por instituciones técnicas, científicas o académicas de reconocida solvencia, tales como el Centro Común de Investigación de la Comisión Europea, la Agencia de Medio Ambiente de los Estados Unidos, o similar. Se calculará la concentración máxima admisible en el suelo de la sustancia en cuestión con las siguientes condiciones:

• Para sustancias con efectos cancerígenos (genotóxicas) será aquella que haga que el riesgo de incremento en la frecuencia de aparición de cáncer no sea > a 10-5.

• Para sustancias con efectos sistémicos será aquella que verifique los cocientes que le sean de aplicación en función de su naturaleza química, entre la dosis de exposición a largo plazo debida a la contaminación del suelo y la dosis máxima aceptable:

0,05 para productos fitosanitarios 0,2 para compuestos organoclorados 0,05 para hidrocarburos aromáticos policíclicos 0,1 para hidrocarburos aromáticos monocíclicos.

Se aplicará el criterio de contigüidad, reduciendo, cuando sea necesario, los niveles para uso urbano e industrial del suelo. Según el citado criterio, el nivel de referencia para un uso urbano del suelo no podrá ser mayor de 10 veces el nivel de referencia para otros usos del suelo, y el nivel de referencia para un uso industrial del suelo no podrá ser mayor de 10 veces el nivel de referencia de un uso urbano del suelo. Para sustancias de síntesis se podrá aplicar el criterio de reducción, que consiste en adoptar como nivel genérico de referencia 100 mg/kg, en aquellos casos en los que el valor calculado supere esta cantidad. Criterios para el cálculo de los niveles genéricos de referencia para la protección de los ecosistemas. Determinación de los valores umbrales toxicológicos: los ensayos de toxicidad incluirán información, como mínimo, sobre los siguientes grupos de organismos: a) Organismos del suelo: plantas, invertebrados, microorganismos del suelo. b) Organismos acuáticos: peces, Daphnias, algas unicelulares. c) Vertebrados terrestres: aves y mamíferos.


Medio ambiente

Se utilizarán datos toxicológicos validables obtenidos, cuando sea posible, de ensayos realizados mediante protocolos normalizados por la UE o la OCDE. Cuando se utilicen otros ensayos deberá justificarse su validez. Para aquellas sustancias para las que la UE haya publicado el correspondiente análisis de riesgo, se utilizarán las «concentraciones estimadas de no efecto» (PNEC) establecidas en dichos análisis, salvo en aquellos casos en los que se disponga de nuevos estudios toxicológicos. El nivel genérico de referencia para cada contaminante seleccionado vendrá dado por el grupo o los grupos de organismos protegidos en cada caso: organismos del suelo, organismos acuáticos y las poblaciones de vertebrados terrestres. Para valorar el potencial de bioacumulación / biomagnificación se utilizarán los resultados de los estudios de campo y de monitorización de las concentraciones en plantas, invertebrados y vertebrados. Cuando no se disponga de esta información, se hará uso de alguno de los modelos de estimación del Índice de Biomagnificación elaborados por instituciones técnicas, científicas o académicas de reconocida solvencia. Para sustancias de síntesis se podrá aplicar el criterio de reducción, que consiste en adoptar como nivel genérico de referencia 100 mg/kg, en aquellos casos en los que el valor calculado supere esta cantidad. Niveles genéricos de referencia para metales. Las comunidades autónomas que no dispongan de NGR para metales podrán adoptar los resultantes de sumar a la concentración media el doble de la desviación típica de las concentraciones existentes en suelos de zonas próximas no contaminadas y con sustratos geológicos de similares características. A los efectos de evaluación de la contaminación del suelo, los valores así calculados para metales serán únicos y, por tanto, aplicables a cualquier uso del suelo y atendiendo tanto a la protección de la salud humana como a la protección de los ecosistemas. 4.6.1.2. ANÁLISIS DE RIESGO El análisis de riesgo se define como un proceso racional mediante el cual se identifican y evalúan los riesgos potenciales y reales que la degradación del suelo puede suponer para los objetos protegidos (salud humana, ecosistema, infraestructuras).


Medio ambiente

El objetivo del análisis es proporcionar, a partir de la estimación cuantitativa o cualitativa de los riesgos, la información y útiles necesarios para la valoración de los efectos asociados a la situación de contaminación del suelo. Es por tanto una herramienta a utilizar en la toma de decisiones. Desde el punto de vista general, son cuatro los aspectos que el análisis de riesgos nos permitirá valorar:

• riesgos para la salud humana

• riesgos para los ecosistemas

• riesgos de dispersión de los contaminantes hacia otras matrices ambientales

• riesgos para la explotación. Se distinguen tres etapas en la realización de cualquier análisis de riesgo:

1. Análisis de la toxicidad: consiste en la identificación de los compuestos potencialmente tóxicos o peligrosos

2. Análisis de la exposición: se utiliza un conjunto de actividades multidisciplinares que

intentan describir, para una determinada sustancia, quien está expuesto, a qué concentración, por cuánto tiempo y bajo qué condiciones. Se basa en la medida directa o en estimaciones a partir de modelizaciones matemáticas. El objetivo es realizar una estimación aproximada de la dosis efectiva que produce una alteración en la salud (respuesta) basada en el conocimiento biológico.

3. Análisis de riesgo: Esta etapa integra los resultados de las dos etapas anteriores.

El área física que comprende el lugar donde se vierten o se emiten los contaminantes tóxicos al ambiente, donde se transportan y donde las poblaciones entran en contacto con los medios contaminados recibe el nombre de escenario de exposición . El estudio del escenario consta de dos partes fundamentales; la descripción físico-química del sitio y la descripción de las poblaciones que es probable que sufran la exposición. Las características del sitio y de las poblaciones que interesan serán aquellas que son útiles para estimar las exposiciones. El emplazamiento se describe en función de las variables que puedan tener influencia sobre la movilidad de los contaminantes y los niveles de contaminación. Las variables físicas y químicas que se evalúan son las que se utilizan para alimentar los modelos de transporte y destino de los contaminantes y estimar las dosis suministradas.


Medio ambiente

En la descripción de las poblaciones se consideran los asentamientos humanos dentro del sitio y sus cercanías, así como los que pudieran quedar expuestos en el futuro, aunque se encuentren localizados en sitios alejados de la fuente de contaminación. Las poblaciones lejanas que no están en contacto con los medios contaminados, pero que es conveniente incluirlas en un estudio de evaluación de riesgos, son aquellas que se consideran que podrían quedar expuestas: tanto por sus actividades o hábitos, o bien porque los contaminantes tóxicos pudieran emigrar en el futuro hasta localidades donde esas poblaciones constituirían un nuevo escenario de exposición. Las poblaciones se describen especificando aquellas características que influyen en la exposición y sus consecuencias. Las exposiciones están asociadas a los patrones de actividad de los individuos en el escenario y éstos, a su vez, están determinados por el tipo de uso del suelo en el escenario de exposición. Así pues, para caracterizar las exposiciones es necesario primero identificar los usos del terreno en el escenario de exposición. Al analizar el uso del suelo debe determinarse si es probable que cambie en el futuro y si este cambio va a repercutir en el patrón de actividades que se llevan a cabo en el emplazamiento.

Estimación de la exposición para cada una de las rutas de exposición identificadas. La trayectoria que sigue un contaminante con efectos tóxicos desde la fuente de emisión hasta el contacto con las poblaciones consideradas como potencialmente expuestas, incluyendo la vía de ingreso, se denomina ruta de exposición . Una ruta está completa si existe:

• una liberación de una sustancia desde una fuente,

• un escenario de exposición donde pueda ocurrir un contacto y

• una vía de exposición o ingreso. Los elementos que integran una ruta de exposición típica completa son: Fuente. Las características fundamentales de la fuente son su localización y los mecanismos de emisión. Se localiza y describe utilizando los datos de muestreo y la información preliminar que se tenga acerca del sitio. Se deben identificar todos los mecanismos posibles de liberación y los medios receptores. Por ejemplo, la presencia de suelo contaminado cerca de un tanque puede indicar que el tanque con fisuras (fuente) presentó fugas (mecanismo de liberación) hacia el suelo (medio receptor).


Medio ambiente

La fuente puede ser también punto de contacto si los organismos receptores entran en contacto directo con la fuente; por ejemplo, con recipientes abiertos, suelo contaminado, residuos apilados, etc. Un medio contaminado puede ser a su vez fuente de contaminación para otro medio. Así, una zona del subsuelo contaminada por un derrame previo puede ser la fuente de contaminación de un acuífero subterráneo. Después de que la sustancia ha sido liberada puede:

• acumularse en uno o más medios incluyendo el de recepción • transportarse por una corriente de agua, disuelto o suspendido en algún sedimento, o

por los vientos, en estado gaseoso o en los polvos • transformarse físicamente (volatilización, precipitación), químicamente (fotólisis,

hidrólisis, oxidación, reducción, etc.) o biológicamente (biodegradación)

En la práctica estos datos se introducen en modelos que representan el transporte dentro del medio de recepción, las transferencias de este medio a otros y los transportes dentro de los medios a los que fue transferido. Los modelos incluyen términos para representar cada uno de los procesos que sufre la sustancia en el ambiente. Con los modelos se puede estudiar la cinética de los tóxicos en cualquier lugar de la ruta. Se pueden estimar las variaciones de la concentración del contaminante tóxico en el punto de contacto, cuando no se disponga de datos completos de muestreo ambiental en este lugar. Uno de los propósitos del análisis de destinos y transportes es predecir las exposiciones futuras y servir de base en el diseño de estrategias de prevención de la contaminación. Vías de exposición: La vía de exposición es el mecanismo por medio del cual el tóxico entra al organismo. En el caso de exposiciones ambientales las vías de exposición son ingestión, inhalación y contacto cutáneo/dérmico. La selección de las vías que se deben considerar depende de los medios en los que se encuentre el tóxico en el punto de contacto. Si se encuentra en el agua potable, en los alimentos o en el suelo la vía de exposición será la ingestión, si se encuentra en el aire, sea como gas, vapor o partículas suspendidas, el ingreso será por la vía respiratoria (inhalación) y si se encuentra en el agua o aire ambiente que entra en contacto con la piel, el ingreso será por vía cutánea. La estimación de la exposición consiste en la cuantificación de la magnitud, frecuencia y duración de la exposición para los diferentes grupos poblacionales y rutas de exposición.


Medio ambiente

En primer lugar, se estiman las concentraciones de exposición en los medios de contacto (análisis ambiental) y después se cuantifican las ingestas específicas para cada ruta. La ingesta es la exposición normalizada con el tiempo y el peso corporal, y se expresa en mg de sustancia por kilo de peso corporal y día. TC x FE xDE 1 IDE = C ______________ ______ PC TM IDE: cantidad de compuesto en la interfase de intercambio (puerta de entrada al organismo). C: concentración de exposición para el medio de contacto considerado TC: tasa de contacto (cantidad de medio contaminado contactada per unidad de tiempo o episodio) FE: frecuencia de exposición DE: duración de la exposición PC: peso corporal medio durante el período de exposición TM: tiempo medio de exposición. Como la exposición ocurre durante un determinado período, la exposición total se divide entre el tiempo de ocurrencia para calcular la tasa de exposición promedio por unidad de tiempo y unidad de masa corporal. A la exposición normalizada se le denomina Dosis Suministrada. Se habla de exposición cuando nos referimos a una medida externa y de dosis cuando la medida del contaminante se hace a partir de algún tejido o fluido del cuerpo humano. Los riesgos asociados a la exposición de substancias no-cancerígenas, se evalúan por separado de los riesgos por exposición a cancerígenos. Para caracterizar efectos no-cancerígenos, se efectúan comparaciones entre las dosis de exposición estimadas para cada una de las substancias y sus dosis de referencia; el cociente de estas dos cantidades (exposición /dosis de referencia), se denomina Cociente de Peligro. Los efectos cancerígenos, la probabilidad de que un individuo desarrolle cáncer por exposición vitalicia a una sustancia, se calculan a partir de las dosis de exposición estimadas y la información sobre la probabilidad específica de desarrollar cáncer (riesgo de cáncer por unidad de dosis o factor de pendiente), para la sustancia de interés. Al producto del valor de la exposición por el factor de pendiente se le llama: Riesgo de Cáncer.


Medio ambiente

La IRIS (Integrated Risk Information System) es una base de datos que contiene información actualizada sobre toxicidad y normativa para el uso de numerosas substancias. Está disponible para consulta en línea y se puede acceder desde la página electrónica http://www.epa.gov/iris/ IRIS contiene los valores verificados de las DdR y de los Factores de Pendiente y especifica el nivel de incertidumbre usados en la derivación de DdR. Una evaluación de riesgos no se puede considerar completa, hasta no disponer de las estimaciones numéricas del riesgo, a la luz de las consideraciones hechas para llegar a los resultados obtenidos y el análisis de las incertidumbres. Para una introducción al tema consultar “Guía de Análisis de Riesgos del Gobierno Vasco”. El R.D. de suelos contaminados establece las siguientes directrices en materia de

Valoración de riesgos ambientales Sin perjuicio de que sea objeto de un posterior desarrollo por parte de las comunidades autónomas, los elementos que debe contener la valoración de los riesgos asociados a suelos contaminados o a los suelos en los que concurre alguna de las circunstancias del anexo IV son:

1. Una descripción detallada de los focos de contaminación, identificando la sustancia o sustancias contaminantes y determinando su valor significativo de concentración (máximo medido, p95 u otro estadístico debidamente justificado). 2. Una caracterización de las propiedades texturales y componentes del suelo. 3. Una descripción del medio físico orientada a identificar los mecanismos de transporte de los contaminantes desde los focos a los receptores potenciales, así como las vías de exposición a la contaminación relevantes para dichos receptores, incluyendo las aguas subterráneas. 4. La identificación de receptores potenciales de la contaminación y la estimación de las características o hábitos que condicionan su exposición a la contaminación. En ausencia de otra información sobre estas características o hábitos, se podrá hacer uso de los parámetros utilizados para el desarrollo de los niveles de referencia. Igualmente, se atenderá a la existencia en el suelo en cuestión o en sus proximidades de receptores ecológicos de relevancia. 5. La identificación de vías de exposición previsibles y la cuantificación de la dosis recibida por cada una de ellas. Inicialmente, las vías de exposición consideradas serán aquellas que se señalan en el anexo VII, si bien siempre


Medio ambiente

será posible añadir o eliminar vías al mejor juicio experto de los técnicos encargados de la evaluación, previa consulta al responsable de la correspondiente comunidad autónoma. Para la cuantificación de la dosis se podrá hacer uso de las expresiones utilizadas para el desarrollo de los niveles de referencia o, alternativamente, de otras similares que sean juzgadas convenientes por los responsables de las comunidades autónomas. 6. La elección justificada de un valor de toxicidad para cada uno de los contaminantes de relevancia identificados. 7. La cuantificación del riesgo. En el caso de que coexistiesen, en un mismo suelo, contaminantes con un mismo mecanismo de acción, se considerará el riesgo conjunto ejercido por éstos. 8. El análisis de las incertidumbres asociadas a la valoración de riesgos efectuada, incluyendo las conclusiones oportunas acerca de la validez y fiabilidad de los resultados de dicha valoración.

En la actualidad, existe en el mercado una amplia gama de modelos que permiten la evaluación del riesgo; entre ellos pueden citarse algunos ampliamente utilizados y otros que se utilizan a nivel nacional en el país que figura señalado:

� CLEA (GB) � JAGG (Dinamarca) � P20 (GB) � RBCA Toolkit (Comercial) � RISC (Comercial)

� Risc-Human (Holanda) � ROME (Italia) � SFT 99:06 (Noruega) � UMS (Alemania) � Vlier-Humaan (Bélgica-Flandes)

La siguiente tabla establece comparaciones de planteamiento entre los diversos modelos. Uno de los modelos de análisis de riesgo que viene siendo más utilizado en los últimos tiempos es el RBCA. Habrá que esperar a ver cuál de ellos se consolida en el mercado español.


Medio ambiente


Medio ambiente

5.1.3. INDICADORES AMBIENTALES Los primeros trabajos realizados en España se basaron en la revisión del esquema y contenido de algunos de los principales sistemas de indicadores ambientales empleados por distintos países y organizaciones internacionales, optando por tomar como principal referencia la propuesta de clasificación que hace la OCDE de los tipos de indicadores:

• Indicadores de evaluación. Reflejan de forma cuantitativa la situación ambiental de los aspectos más relevantes, dentro de un marco analítico de causalidad presión-estado-respuesta.

• Indicadores de integración sectorial. Informan sobre la interrelación entre los diversos sectores económicos y el medio ambiente, contribuyendo a la integración de la política ambiental en las políticas sectoriales.

• Indicadores de integración económica. Informan sobre el coste ambiental asociado a la actividad económica, permitiendo identificar situaciones en las que la creación de riqueza va acompañada de una destrucción no contabilizada de la misma y que, por tanto, da una idea de falso crecimiento. La propuesta española quedó recogida en la publicación de la monografía Sistema español de indicadores ambientales: subáreas de agua y suelos (MIMAM, 1998). En lo referente a suelos, el número de indicadores se ha visto considerablemente reducido con respecto a las propuestas anteriores (MIMAM, 1996; MIMAM, 1998), pasando de nueve indicadores a cuatro, posiblemente por razones de operatividad. En el siguiente cuadro se recoge la evolución de las distintas propuestas de indicadores ambientales para el área de suelos.

Suelos 77

Medio ambiente

Evolución de las distintas propuestas de indicador es ambientales para el área de suelos

Tema Propuesta de 1996 (publicada en MIMAM, 1996)

Propuesta de 1998 (publicada en MIMAM, 1998)

Propuesta de febrero de 2000

Propuesta de septiembre de 2000

Estado Emplazamientos contaminados

Número de emplazamientos contaminados

Evolución del número de emplazamientos contaminados

Emplazamientos contaminados

Presión Plaguicidas utilizados

Superficie de suelo protegido por acuerdos de conservación

Suelos Contaminados

Respuesta

Gasto público en descontaminación de suelos

Suelos con grave riesgo de erosión

Suelos afectados por erosión Superficie de suelo afectado por erosión

Superficie de suelo afectado por erosión

Estado

Superficie afectada por riesgo de desertificación

Superficie de suelo con riesgo de desertificación

Superficie de suelo con riesgo de desertificación

Presión Superficie total incendiada

Superficie incendiada Evolución en los cambios en usos del suelo

Cambio en los usos del suelo

Repoblación hidrológico forestal

Superficie restaurada

Inversión en la lucha contra la erosión

Superficie de suelo protegido por acuerdos de conservación

Degradación del Suelo

Respuesta

Gasto público en lucha contra la erosión


Medio Ambiente

El conjunto de indicadores oficialmente formulados implica una simplificación que obliga a aceptar el abandono del esquema presión-estado-respuesta. Atendiendo a ello, se ha preparado una relación de índices complementarios que puede que merezca la pena discutir, con la convicción de que el uso eficaz de la información ambiental y el empleo de indicadores ambientales debe convertirse en una disciplina necesaria en continuo desarrollo y perfeccionamiento. A estas razones, de índole teórica, se une la reciente elaboración del borrador de trabajo del Programa de Acción Nacional contra la Desertificación (septiembre de 2000), por parte de la Dirección General de Conservación de la Naturaleza, documento que, en su estado de borrador, permite auspiciar la posibilidad de ampliación del número y la mejor definición de indicadores sobre la base de los trabajos llevados a cabo. Los indicadores para suelos contaminados se han agrupado en dos grandes bloques: contaminación local y contaminación difusa. Contaminación difusa

i. Consumo medio de pesticidas por unidad de superficie agrícola. ii. Aplicación de lodos de depuración por unidad de superficie agrícola. iii. Exceso de carga crítica de metales en suelos según diferentes usos del suelo. iv. Balance de metales pesados en suelos. v. Contenido en Carbono orgánico en suelos. vi. Existencia de especies clave en suelos (bioindicadores).

Contaminación local

i. Número de actividades potencialmente contaminantes de suelos ii. Número de terrenos contaminados (en este indicador se incluye una categorización

de los mismos por grados de contaminación, superficie afectada y número de terrenos recuperados).

iii. Cantidad de sustancias peligrosas en el suelo. iv. Número de incidentes con contaminación de aguas subterráneas para

abastecimiento. v. Número de incidentes con consecuencias para aguas de superficie para

abastecimiento. vi. Progreso en la gestión de terrenos contaminados. vii. Relación entre el “consumo” de suelo contaminado recuperado y suelo virgen.


Medio Ambiente

4.6. ESTABLECIMIENTO DE LA NECESIDAD/OBLIGATORIEDAD DE OPERACIONES DE SANEAMIENTO EN SUELOS CONTAMINADOS Cada estado, país, o comunidad autónoma está estableciendo en la práctica sus propias reglas de juego. En el caso español, el R.D. aboga por el siguiente esquema de gestión.


Medio Ambiente

5. RESTAURACIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS El término restauración implica el restablecimiento de las mismas condiciones que el suelo tenía previamente a su degradación (propiedades y características del mismo) y no sólo la eliminación o inactivación de los contaminantes, que sería un proceso de saneamiento o descontaminación. Hemos visto que las normativas en vigor vienen obligando al saneamiento de los suelos declarados como contaminados. Suelo contaminado es todo aquél cuyas características físicas, químicas o biológicas han sido alteradas negativamente por la presencia de componentes de carácter peligroso de origen humano, en concentración tal que comporte un riesgo para la salud humana o el medio ambiente, de acuerdo con los criterios y estándares que se determinen por el Gobierno (Ley de Residuos de España, 1998). Existen dos opciones de planteamiento posibles: la que persigue la "regeneración" total, con destrucción o eliminación de la totalidad de los contaminantes presentes en la zona degradada y la que persigue la "disminución del riesgo" hasta unos niveles aceptables. Un aspecto fundamental en los procesos de saneamiento es la determinación de los objetivos del saneamiento. Una aplicación estricta del principio de multifuncionalidad conduciría a una limpieza por debajo del nivel de referencia, limpieza que en la mayoría de los casos no es viable ni técnica ni económicamente. Una aproximación más realista es ajustar los objetivos de la recuperación a los usos del emplazamiento afectado. La recuperación de un suelo no debería considerarse completada hasta que el terreno no disponga de una cubierta vegetal que lo proteja frente a los agentes causantes de degradación. Por otro lado, esa cubierta vegetal se convierte en un test que permite valorar la eficacia de las operaciones de saneamiento. Es al conjunto saneamiento + revegetación a lo que se denomina restauración.


Medio Ambiente

Puede hablarse de dos tipos de aproximaciones a la problemática de la recuperación de suelos contaminados. A) ingenieril. Esta vía es utilizada en casos de degradación extrema y cuando otras posibilidades son inviables o extremadamente lentas, o bien cuando se dispone de cuantiosos recursos para la recuperación. Provoca grandes interferencias en el sistema edáfico. Por lo general implica la excavación, el tratamiento, la inmovilización (a través de procesos como la adsorción, la precipitación o la complejación), o la deposición controlada de los contaminantes. B) ecológica. Esta vía tiene en cuenta los procesos que se desarrollan de forma natural en el suelo para conseguir a través de ellos, la inmovilización, movilización, transformación o degradación de los contaminantes. Implica una o varias de las siguientes acciones: estabilización del terreno, encalado de suelos ácidos, neutralización de suelos alcalinos, adición de materia orgánica, fertilización y establecimiento de una cubierta vegetal. Antes de un largo proceso de recuperación, resulta esencial la estabilización del terreno para prevenir la degradación física. A menudo, es mucho más fácil modificar las propiedades químicas de un suelo degradado que intentar modificar propiedades físicas como la capacidad de retención de agua, por ejemplo.

5.1. ETAPAS DEL SANEAMIENTO

A) Caracterización y delimitación del área afectada En la caracterización de suelos contaminados se enfrentan dos fuerzas opuestas: La necesidad de obtener información de calidad y en abundancia que represente el nivel real de contaminación; sin embargo, los recursos económicos que podemos destinar a ello son limitados. Por ello, hay que maximizar el rendimiento de los escasos recursos disponibles, a la vez que hay que asegurarse de que las decisiones que se tomen con la información obtenida sean las que nos permitan proteger mejor la salud de las personas y el medio ambiente. Este esfuerzo requiere de planes de caracterización de los emplazamientos contaminados que establezcan claramente los objetivos de calidad de acuerdo con lo que establezca el proyecto. Se trata de diseñar un muestreo y análisis científicamente válidos que permitan obtener datos de calidad y en la cantidad necesaria. Para delimitar la extensión de la contaminación se emplean métodos y parámetros geofísicos:


Medio Ambiente

i) Métodos eléctricos. Estudian los efectos, bajo tierra, de una corriente eléctrica. Estos métodos son convenientes para describir los flujos de lixiviado, en el caso de suelos que encierran residuos en fase de descomposición. ii) Métodos electromagnéticos. Generalmente usan corriente alterna artificial. Estos métodos permiten caracterizar la resistividad del suelo y detectar la discontinuidad de los cuerpos geológicos. En zonas abandonadas, las bolsas de gas, lixiviados y otros materiales no homogéneos son detectados fácilmente. III) Métodos sísmicos. Se basan en la propagación de ondas elásticas inducidas por distintas fuentes de shock. Dichos métodos informan sobre las propiedades elásticas del suelo. Otro método, no geofísico para la detección de vertederos abandonados es el llamado, de percepción remota. Dicho método usa un sistema de escáner termal/multiespectral y sirve para detectar emisiones de gas, humedad del suelo, lixiviados, in homogeneidades en el campo y anomalías en la vegetación. Con el método de percepción remota, y con buenas condiciones de tiempo de radiación, es posible detectar las fugas. Los datos obtenidos son evaluados por medio de un procesamiento de datos. Los flujos calientes informan sobre los procesos químicos y biológicos desarrollados en el interior del suelo, y sobre las interacciones con la superficie del mismo.

B) Determinación de los objetivos de los procesos de descontaminación C) Recopilación de la información necesaria para la elección de la/s técnica/s a utilizar

Entre otros aspectos deben de considerarse el tipo de suelo, el volumen afectado, la profundidad a la que llegan los contaminantes. También el estado de desarrollo de la tecnología, las necesidades de equipos, etc.

D) Estudio de los mecanismos de retención, transporte o degradación de los contaminantes en

el suelo/área afectado/a E) Determinación de los riesgos para la salud humana, el ecosistema, y el medio ambiente en general, derivados de las operaciones de descontaminación F) Consideración de los aspectos locales y regionales


Medio Ambiente

G) Comprobación de la efectividad del tratamiento/s.

Una forma de comprobar la efectividad potencial de varios tratamientos posibles consiste en la utilización de un suelo estándar que posea unas características similares a los del área afectada.

H) Análisis de costes del tratamiento. I) Diseño del proyecto en detalle. J) Control y mantenimiento. 5.2. TÉCNICAS DE SANEAMIENTO O DESCONTAMINACIÓN DE SUELOS En función de cómo y dónde se apliquen, las técnicas de saneamiento se clasifican en:

Tratamientos in situ Tratamientos on site Tratamientos ex situ (off site) Macroencapsulación Tratamiento de aguas subterráneas

TÉCNICAS DE APLICACIÓN IN SITU. Se trata del conjunto de técnicas que requieren un mayor conocimiento del suelo afectado y que se enfrenta de forma más clara con el gran problema de la heterogeneidad de los suelos. Por esta razón, resulta también más difícil conseguir una recuperación totalmente satisfactoria a través de ellas. Esta es la única opción posible en los casos en que la excavación es imposible (suelos contaminados bajo estructuras edificadas o contaminaciones muy profundas, por ejemplo) o muy cara.

TRATAMIENTOS OFF SITE Se llevan a cabo en plantas de tratamiento fuera del área afectada y requieren una excavación previa de los suelos afectados.


Medio Ambiente

TÉCNICAS "ON SITE" (EX SITU) Se llevan a cabo en el mismo emplazamiento, con unidades de tratamiento pequeñas y móviles, generalmente instaladas en camiones, o transportables. También requieren de excavación de los suelos. Tecnológicamente no existen diferencias significativas entre los dos últimos tipos de técnicas. Las instalaciones fijas suelen tener unas dimensiones y capacidades de tratamiento más grandes que las móviles. La consiguiente excavación presenta:

- Problemas de ubicación, ya que en ocasiones existe peligro de difusión de la contaminación hacia zonas urbanizadas u otras áreas próximas.

- Problemas de partículas sedimentables o en suspensión o vapores peligrosos

durante los trabajos de descontaminación, que puedan llegar a hacer inviable la operación.

- Problemas de costo frente a otras soluciones. - Problemas de ubicación del punto de recepción o tratamiento de las tierras

contaminadas extraídas. - Problemas de disposición de materiales de aporte adecuados en cantidad y calidad

para la reposición del suelo.

Cuando se trata de una contaminación superficial del suelo, es posible sacar esa capa mediante medios mecánicos, y después efectuar operaciones de “restauración” mediante aporte de tierras limpias, o bien adaptarse a la nueva situación mediante diversos tipos de obras civiles o de construcciones. En ocasiones, y si el nivel de contaminación del suelo excavado es bajo, puede depositarse el suelo afectado en vertederos controlados. La tendencia hacia esta solución se verá frenada posiblemente en el futuro debido al incremento de precio que se piensa establecer para la deposición controlada. Si la contaminación alcanza más de 5 m de profundidad, habrá que aplicar otros procedimientos. El método es aplicable para volúmenes inferiores a 30.000 m3, y es útil en problemas de urgencias, o incluso en la restauración de áreas industriales.


Medio Ambiente

MACROENCAPSULACIÓN O AISLAMIENTO.

Los contaminantes se mantienen confinados por la instalación, en profundidad, de barreras físicas construidas a base de arcilla compactada, lodos, mezclas de bentonita/suelo, hormigón, cemento, o mezclas de polímeros y cemento o bentonita y cemento, con el fin de reducir la migración lateral. Las barreras deben alcanzar una capa impermeable, por tal de que las aguas subterráneas no puedan circular por debajo del "muro". Es preciso ensayar previamente la compatibilidad entre el contaminante/s y el material de la barrera. La utilización de tensioactivos junto a la arcilla facilita la retención de contaminantes orgánicos. Una técnica complementaria es la instalación de cubiertas en superficie para reducir la infiltración de agua y/o las emisiones a la atmósfera. La cubierta puede realizarse a partir de suelo autóctono, membranas sintéticas (de plástico), una combinación de ambos materiales, o geomembranas. Estas cubiertas deben dotarse de una cierta pendiente para favorecer la escorrentía y limitar la infiltración del agua de lluvia. También es factible la construcción de cubiertas multicapa a partir de materiales edáficos separados por geotextiles. Las geomembranas son polímeros (geosintético) prácticamente impermeables. El material puede ser: Goma butílica, Polietileno clorado, Polietileno clorosulfonado (Hypalon), Neopreno, Polietileno de alta (HDPE) o baja densidad, o PVC (cloruro de polivinilo). El HDPE suele ser el más efectivo, resistiendo la degradación causada por una gran variedad de productos. Entre las geomembranas hay geotextiles, georedes, georejillas, y tuberías. Un geotextil es un geosintético fabricado para ser permeable, capaz de filtrar los sólidos en suspensión del líquido que fluye y que permite el drenaje de los líquidos. Hay que tener en cuenta, que la efectividad de estos sistemas puede reducirse con el tiempo. En ocasiones, las obras a realizar son bastante importantes, pues generalmente hay que excavar y desplazar el suelo contaminado para preparar el hueco. Luego se instalan los materiales de aislamiento y unos diques laterales de contención. Después se vuelve a colocar sobre estos materiales el suelo contaminado. Seguidamente, se recubre con otra capa de materiales aislantes y se instalan drenajes de evacuación pluviales. Finalmente, es útil disponer de piezómetros de control de la posible evolución del volumen de suelo así aislado. TRATAMIENTO DE AGUAS SUBTERRÁNEAS En el tratamiento de aguas subterráneas contaminadas se utilizan mayoritariamente tecnologías convencionales, especialmente el bombeo y tratamiento; sin embargo, estos


Medio Ambiente

métodos tienen grandes inconvenientes debido a su elevado coste, sobretodo cuando se trata de tratamientos prolongados, y resulta difícil disminuir la concentración de los contaminantes hasta los niveles máximos permitidos. En consecuencia, son necesarias nuevas tecnologías más innovadoras para mitigar los efectos de los acuíferos contaminados. Se están desarrollando diferentes técnicas in situ como por ejemplo biorremediación, barreras reactivas permeables, dispersión de aire, oxidación química, extracción multifase, atenuación natural supervisada, etc. De entre todos estos métodos, uno de los que más interés ha despertado son las Barreras reactivas permeables Este método consiste en poner un medio reactivo semipermeable en el camino del flujo de una pluma de contaminantes. Las barreras reactivas permeables son particularmente atractivas en la descontaminación de aguas subterráneas porque conservan la energía y el agua y tienen el potencial de ser más económicas que los métodos convencionales de limpieza debido a los bajos costes de operación y mantenimiento. Una ventaja adicional es que el medio reactivo puede ser utilizado in situ, eliminando así la necesidad de extensos equipos de operación y equipamientos de superficie.

Los principales procesos que gobiernan la inmovilización y transformación de contaminantes en barreras reactivas incluyen: sorción y precipitación, reacción química y reacciones por medio biológico. Es importante, a la hora de evaluar la idoneidad de cada medio de reacción, tener en cuenta


Medio Ambiente

su habilidad para transformar los contaminantes a velocidad lo suficientemente elevada, mantener una permeabilidad y reactividad adecuadas durante largos períodos de tiempo, y liberar únicamente compuestos benignos como subproductos. La inmovilización de un contaminante en la barrera puede darse mediante sorción al medio reactivo o precipitación desde la fase acuosa. La sorción es una reacción abiótica en la que el contaminante es atraído a la superficie mediante interacciones hidrofóbicas, atracción electrostática, y/o complejación superficial. El mecanismo más habitual para compuestos orgánicos (particularmente no polares) es la sorción debida a la expulsión hidrofóbica del agua. Por otro lado, los metales tienden a sorber mediante atracción electrostática o reacción de complejación superficial. Además, los metales pueden ser inmovilizados aumentando el pH o añadiendo iones en exceso para formar un mineral insoluble. La precipitación de metales es una combinación de un proceso de transformación seguido de un proceso de inmovilización. Tanto la sorción como la precipitación son procesos generalmente reversibles, por lo que pueden requerir la eliminación de los materiales reactivos y productos acumulados, dependiendo de la estabilidad de los compuestos inmovilizados y la geoquímica del agua subterránea. La transformación del contaminante en un compuesto menos dañino mediante reacciones irreversibles, por el contrario, no necesariamente requiere la eliminación del medio reactivo, a no ser que su reactividad disminuya o se obstruya. La transformación en una barrera reactiva es generalmente una reacción redox irreversible en la que el contaminante es reducido u oxidado; el medio puede proporcionar directamente electrones para la reducción o estimular microorganismos indirectamente para mediar en la transferencia de electrones aportando un aceptor de electrones (por ejemplo, oxígeno) o un donador de electrones (por ejemplo, una fuente de carbono). El éxito de los materiales sorbentes en barreras reactivas dependerá principalmente de la fuerza del complejo sorbido y en la capacidad del material de sorber un contaminante particular. Estos materiales tienen la ventaja de no introducir sustancias químicas al agua subterránea, pero la desventaja de que la eficacia del material depende de la geoquímica del agua subterránea (por ejemplo, pH y aniones y cationes mayoritarios). La transferencia de electrones desde el medio reactivo hasta el contaminante debe estar termodinámicamente favorecida y ser cinéticamente fácil para el medio para ser efectiva. Los microorganismos frecuentemente median en reacciones rédox en las que los contaminantes están muy reducidos (por ejemplo, hidrocarburos del petróleo) u oxidados (por ejemplo, disolventes clorados o nitratos), a menudo aprovechando la degradación de


Medio Ambiente

los contaminantes como nicho metabólico para obtener energía y materiales para la síntesis celular. En el diseño de una barrera reactiva, se deben considerar muchos factores. Éstos incluyen la velocidad de reacción para una determinada concentración de contaminante por masa de medio reactivo o área superficial, la geoquímica e hidrogeología del sistema. Estos factores afectan al tiempo de residencia del agua contaminada en la pared necesario para alcanzar los objetivos de concentración de contaminante. La capacidad de manipular algunos de estos factores de una manera esencialmente pasiva mantendría la relación coste-efectividad a la vez que proporciona una mayor flexibilidad en el diseño y mayor confianza en alcanzar los objetivos de eliminación de contaminantes. Los principales grupos de contaminantes que se han estudiado para su eliminación mediante barreras reactivas permeables son los alifáticos halogenados, metales pesados y radionúclidos. Los compuestos orgánicos más frecuentes son el tricloroetileno, tetracloroetileno y tetracloruro de carbono. En cuanto a los inorgánicos son cromo hexavalente, plomo, molibdeno, arsénico y cadmio.

Barreras hidráulicas El método se basa en modificar la dinámica de las aguas subterráneas para evitar que la contaminación de estas afecte a otras aguas subterráneas potables o aguas superficiales de gran valor. Una posibilidad es perforar el suelo y realizar una extracción del agua cerca de la zona contaminada, de forma que descienda el nivel freático y se modifique el sentido del movimiento de las aguas subterráneas, quedando confinada el agua contaminada. Otra es perforar la zona contaminada y extraer el agua alterada, de forma que, además de modificar el nivel piezométrico y cambiar el sentido del movimiento del agua subterránea, se pueda tratar en el exterior el líquido contaminado (ver control / evacuación fases líquidas). El método requiere estudios previos de la hidrología subterránea y superficial de la zona, de forma que se tenga un conocimiento de la dinámica de las aguas. Es importante conocer hasta que nivel las tormentas pueden afectar al nivel hidráulico, debiéndose buscar, en ese caso, una solución a los aportes masivos de agua.

Tratamiento de fases líquidas Tradicionalmente ha consistido en el bombeo, extracción y tratamiento de los contaminantes


Medio Ambiente

líquidos. Esta solución es la más recomendable para contaminantes poco solubles, con densidad menor que la del agua y con una viscosidad que les limite su difusión en el suelo (hidrocarburos y derivados). El mismo bombeo crea la consiguiente depresión en las aguas subterráneas que atraerá a las aguas contaminadas, aumentando aún más la eficacia del sistema. La aplicación de la extracción hidráulica necesita de un estudio previo respecto al volumen de agua a tratar o inyectar y de los elementos aditivos que se utilizarán en el tratamiento. Las aguas contaminadas extraídas pueden contener diversos tipos de contaminantes que hay que depurar. El tratamiento de los metales consiste básicamente en su eliminación vía precipitación. Muchos hidróxidos metálicos precipitan a un pH dado. El ajuste del pH por adición de cal provoca la precipitación del hidróxido del metal correspondiente, clarificándose y filtrándose posteriormente la solución. El hierro ferroso puede pasarse a férrico por aireación, y éste ser precipitado al alcalinizar muy ligeramente la solución. En el caso del cromo hexavalente, se procede primero a la reducción a cromo trivalente por acidificación hasta pH 3 y adición de un agente reductor (dióxido de azufre, sulfato ferroso). El cromo precipitará en forma de hidróxido por alcalinización ligera de la solución. El arsénico puede ser coprecipitado con el hierro por adición de hierro solubilizado a un pH de 5/6 y alcalinizando hasta 8/9 unidades de pH posteriormente. La eliminación de los nitratos, imposibles de precipitar, se realiza por intercambio iónico. Los contaminantes de naturaleza inorgánica pueden ser eliminados por ósmosis inversa y electrodiálisis. En cuanto a los contaminantes de carácter orgánico, muchos de ellos son volátiles, con lo que pueden ser eliminados de las aguas con la ayuda de corrientes de aire. Los compuestos menos volátiles pueden ser sorbidos sobre carbón activo. La recuperación de éste se realiza por calentamiento. Los compuestos biodegradables siguen tratamientos biológicos. Un caso especial lo constituye el 1,4-dioxano, que se muestra muy "resistente" a todos los tratamientos aquí comentados. Junto a todos los posibles contaminantes antrópicos es frecuente hallar importantes cantidades de hierro natural disuelto. La aireación de las aguas favorecerá la precipitación de aquel y creará la necesidad de filtración de las mismas a través de lechos de arena.


Medio Ambiente

Las aguas tratadas son devueltas a un cauce público o inyectadas a través del suelo para la recarga de acuíferos. La técnica tiene también utilidad si se consigue crear una zona de fuerte permeabilidad en un suelo no saturado, como una excavación o foso, con el fondo impermeabilizado previamente, el contaminante líquido tenderá a desplazarse hacia esta zona, y puede ser bombeado desde allí al exterior y después ser tratado adecuadamente.

Volviendo al tratamiento de los suelos, básicamente se utilizan cinco tipos de métodos para la recuperación de los suelos contaminados:

Tratamientos físicos: Extracción, Solidificación-estabilización Tratamientos químicos: Degradación química, deshalogenación Tratamientos electroquímicos: Vitrificación Tratamientos térmicos: Incineración Tratamientos biológicos: Degradación biológica, fitorestauración

TRATAMIENTOS FÍSICOS Lavado del suelo (Soil washing): La tecnología más utilizada en el saneamiento de suelos se basa en el lavado de los mismos con agua y solventes inorgánicos u orgánicos. Los contaminantes inorgánicos extraídos se concentran previamente al tratamiento posterior de las aguas residuales resultantes. Los contaminantes orgánicos extraídos por esta técnica son incinerados o biodegradados posteriormente. La técnica aplicada in situ consiste en inyectar agua en el suelo. El agua moviliza a los contaminantes y luego es extraída y depurada. El método es válido para contaminantes


Medio Ambiente

solubles en agua (en la práctica la solubilidad ha de ser mayor de 1000 mg/L) y suelos predominantemente arenosos y con poca materia orgánica. El agua se introduce mediante zanjas y pozos, se recoge en unos drenes (tuberías horizontales) y se extrae del sistema mediante bombas. En ocasiones se utiliza agua con disolventes para facilitar la extracción. También se emplean detergentes para extraer contaminantes con comportamientos hidrofóbicos. Otra variante consiste en el uso de soluciones acidificantes (de ácidos como sulfúrico, clorhídrico, nítrico, fosfórico o carbónico), o soluciones básicas (de hidróxido sódico) y tensioactivos (ej. alquil bencensulfonato) en varias etapas. La extracción ácida ofrece buenos resultados para el caso de los metales pesados. La dificultad estriba en el caso de adicionar tensioactivos al agua de lavado en una buena separación posterior del contaminante/s y el tensioactivo/s. En suelos contaminados con cesio, el lavado con soluciones salinas ricas en sodio y magnesio, es un buen remedio para la eliminación de aquel. Otro problema puede ser el volumen total de disolvente a utilizar para una completa eliminación de los contaminantes. La efectividad depende de la permeabilidad, porosidad, homogeneidad, textura y mineralogía del suelo. Los mejores resultados se consiguen sobre suelos muy permeables y con bajo contenido en materia orgánica. En el lavado off site, el suelo excavado es tratado con una solución acuosa en un tanque. Se tamiza para separar las fracciones más gruesas (generalmente, superiores a los 20 mm de diámetro). Los materiales finos se mezclan con un fluido lavador y posteriormente son aclarados. Después se separan las arenas, que tienen una capacidad muy baja para retener contaminantes. Las arcillas y los limos continúan en el proceso de depuración y finalmente los materiales que conserven todavía un alto porcentaje de contaminantes son separados para su aislamiento en vertederos controlados. Esta técnica es útil para una amplia gama de compuestos contaminantes como los metales pesados, cianuros metálicos, disolventes nitrogenados, hidrocarburos aromáticos, gasolinas, aceites minerales, PCBs, etc. Los fluidos utilizados son muy diversos dependiendo del tipo de contaminante: agua, disoluciones acuosas, disolventes orgánicos, compuestos quelantes, productos tensioactivos, ácidos y bases.


Medio Ambiente

Extracción de gases (Air sparging) Cuando un compuesto orgánico volátil alcance la zona insaturada del suelo, se distribuirá entre la fase líquida y la fase de vapor del mismo. Los vapores de hidrocarburos pueden migrar a través del suelo y acumularse en los cimientos, donde pueden provocar peligro de incendio o de explosión. Para prevenir estos peligros se hace necesario extraer los gases a través de pozos, utilizando la técnica del bombeo, o bien, mantener los vapores alejados por medio de la creación de masas de aire. Esta última técnica no puede ser utilizada en climas muy fríos cuando la temperatura exterior del aire es inferior a 0ºC y existe el riesgo de helada de las conducciones. La extracción del vapor (gases contaminantes presentes en el suelo) se realiza a través de pozos rellenados con gravas en su parte inferior que "cubren" la zona no saturada. Esos pozos se combinan con pozos de aireación (pozos de inyección de aire) para conseguir la circulación de más aire fresco en la zona contaminada. Los compuestos volátiles del suelo se mueven hacia los pozos de extracción desde donde salen al exterior, siendo tratados, primero en un separador líquido-vapor para eliminar la humedad, y después con un adsorbente (carbón activo), o una oxidación catalítica o un tratamiento térmico. Efectiva para la separación de compuestos volátiles resistentes a la biodegradación, está limitada a contaminantes orgánicos con una constante de Henry superior a 3. 10-3 atm m3 / mol. La efectividad de esta técnica depende de la permeabilidad del suelo, porosidad, contenido en arcilla, contenido en agua, y temperatura principalmente. Es conveniente la aplicación paralela de vacío a la zona tratada. El efecto del vacío se traduce en desplazamientos del equilibrio gas-liquido-solución, y puede conseguirse con la operación de descontaminación resultados cercanos al 100 % de éxito. Se encontrarán valores entorno a esta cifra para suelos con arenas o gravas y bien aireados. En suelos con arcillas se deberán utilizar valores de depresión más elevados y a pesar de ello no se obtendrá una total descontaminación.

Extracción con vapor de agua (Vapor extraction) Aquí se utiliza vapor o aire caliente para la eliminación del suelo de los compuestos orgánicos volátiles. Se aumenta así la temperatura del suelo, lo que facilita la migración de compuestos menos volátiles y aumenta la efectividad. El sistema es inviable en suelos de baja permeabilidad. La vaporización asistida es viable siempre que los contaminantes tengan temperaturas de cambio de fases bajas y próximas unas de otras.


Medio Ambiente

El efecto de la vaporización se favorece si se calienta el aire de entrada. Este calentamiento se realiza mediante diversos sistemas, el más utilizado es la creación de un campo de mi-croondas por electrodos tubulares clavados en el suelo. Si existe peligro de contaminación del agua subterránea por absorción de los contaminantes, el problema se puede evitar en gran parte desecando el aire que se inyecta, de forma que se reduzca mucho la tasa de humedad y se limite la extensión de la contaminación al agua.

Solidificación / estabilización Se incluyen aquí las tecnologías cuyo principal objetivo es a) la inmovilización física o química de compuestos tóxicos o peligrosos presentes en el suelo por reducción de la solubilidad de los contaminantes; b) la mejora del manejo de los contaminantes por el paso a formas más sólidas; c) reducción de la superficie de contacto entre los contaminantes y los agentes meteorizantes. Se utilizan para ello: mezclas de cemento Portland y materiales pozolanos (cenizas volantes), de cal y materiales pozolanos, y técnicas como la microencapsulación y la sorción.


Medio Ambiente

TRATAMIENTOS QUÍMICOS Se trata de depurar el suelo mediante la degradación de los contaminantes por reacciones químicas. Frecuentemente se trata de reacciones de oxidación (reducción en menor medida) de los compuestos orgánicos. Como agentes oxidantes se emplean el oxígeno y el agua oxigenada. Es un método útil para: aldehídos, ácidos orgánicos, fenoles, cianuros y plaguicidas organoclorados. Entre los oxidantes químicos citaremos: permanganato potásico, peróxido de hidrógeno, hipoclorito y cloro gas. En los procesos de reducción los agentes utilizados preferentemente son: dióxido de azufre, sulfato ferroso, hierro, aluminio, zinc y borohidruro de sodio. Otro procedimiento químico es la descloración. Esta técnica se utilizó, en un principio, para la estabilización de productos del petróleo. En suelos se ha empleado para la descloración de PBC. Consiste en la inyección de CaO, Ca(OH)2 o NaOH. El suelo al reaccionar se calienta y al aumentar el pH hasta valores de 9 a 11 se produce la deshalogenación de los PCBs. La reacción más utilizada con los residuos presentes en el suelo es la descloración con glicolato potásico de polietileno (KPEG) de PCBs, dioxinas y clorobencenos. Es necesario un lavado posterior del suelo para eliminar el exceso de KPEG, que puede ser reciclado. Otro procedimiento utiliza glicolato de polietileno básico y, como catalizador, dimetil sulfóxido. TRATAMIENTOS ELECTROQUÍMICOS Vitrificación in situ Para su consecución se aplica un alto voltaje al suelo mediante electrodos entre los que se colocan placas de grafito para iniciar el proceso. Es preciso que el suelo contenga cantidades significativas de materiales silicatados. Se alcanzan temperaturas entre 1000 y 1400 ºC, si bien algunos autores hablan de hasta 3600. El producto final es una masa vítrea donde quedan confinados los contaminantes no volátiles, metálicos básicamente. El empleo de esta técnica se remonta a 1980 cuando se utilizó de forma experimental para la estabilización de residuos radioactivos in situ.


Medio Ambiente

Se estima que la vitrificación consigue la inmovilización de los compuestos durante más de 10.000 años. La vitrificación se ha utilizado en suelos contaminados por residuos radiactivos, cloruro de metileno, PCB, estireno, tolueno, plomo o tricloroetano.

Los contaminantes orgánicos sufren en su mayor parte una especie de tratamiento pirolítico, pero también pueden escaparse al tratamiento por migración hacia zonas adyacentes. Se precisa de un control de los gases que se puedan emitir hacia la atmósfera. El desplazamiento de los contaminantes se logra mediante la creación de campos eléctricos. Los contaminantes fluyen desde un electrodo a otro siguiendo las líneas del campo eléctrico. Para favorecer el movimiento se puede añadir una fase acuosa. La movilización de los contaminantes es debida a fenómenos de: migración, electroósmosis y electroforesis. La migración es una movilización en forma iónica de los contaminantes a través del campo eléctrico. Representa el movimiento de las partículas en disolución con comportamiento iónico. La electroósmosis implica el movimiento del líquido con relación a las superficies sólidas del campo eléctrico. Se produce la movilización del líquido en masa como consecuencia de la interacción con las paredes de los poros. En las superficies desequilibradas de las partículas del suelo predominan las cargas negativas y atraen al líquido hacia el cátodo que se comporta como si fuese un gran catión, siendo este el efecto más importante. La electroforesis representa el desplazamiento de una partícula coloidal cargada en suspensión en un líquido. Es el que tiene menor efecto en el desplazamiento de los contaminantes.


Medio Ambiente

El conjunto de estos mecanismos provoca que los contaminantes se desplacen en el campo eléctrico. Los cationes van hacia el cátodo mientras que los aniones lo hacen hacia el ánodo, ambos son extraídos posteriormente. Un problema adicional puede ser el elevado coste de la electricidad necesaria para la total vitrificación de los residuos incorporados al suelo. Este procedimiento tiene la “ventaja” de que apenas influyen en él la textura oi la permeabilidad del suelo (parámetros limitantes de muchos de los otros tratamientos).

TRATAMIENTOS TÉRMICOS Pueden ser clasificados sobre la base de los requisitos de oxígeno que presenten. La combustión en presencia de la cantidad de oxígeno exactamente necesaria para que se produzca una combustión total se denomina combustión estequiométrica. Si la combustión se produce con oxígeno en exceso sobre las condiciones estequiométricas se habla de combustión con exceso de aire. La gasificación es la combustión parcial bajo condiciones subestequiométricas que tiene como resultado la formación de un gas combustible que contiene monóxido de carbono, hidrógeno e hidrocarburos gaseosos. La pirolisis es la combustión en ausencia de oxígeno. Consisten en la incineración directa del suelo tras la excavación. La incineración ha sido recomendada para algunos contaminantes orgánicos refractarios como los PCBs y algunos plaguicidas presentes en concentraciones medias y altas; también pueden ser incinerados compuestos con elevado calor específico como los hidrocarburos policíclicos y PCBs, sin precisarse en este caso de combustible auxiliar, lo que abarata los costes. No son recomendables en suelos con concentraciones elevadas de metales. Se trata de técnicas caras, que pueden presentar problemas de permisos. La combustión de los contaminantes se consigue sometiendo al suelo a altas temperaturas (alrededor de 1000 °C). El tratamiento se desarroll a en dos fases. En una primera se oxidan la mayor parte de los contaminantes. El proceso se completa en la segunda fase en la que se mantiene al suelo a altas temperaturas durante el tiempo necesario para conseguir la destrucción completa de los contaminantes y la eliminación total de los gases. Para depurar los gases residuales se incorpora un sistema de limpieza. La incineración en horno rotativo se basa en la utilización de un cilindro refractario, horno, dispuesto con una ligera inclinación, donde el material se quema en presencia de cantidades de aire superiores a las estequiométricas. El material, introducido por la parte superior, atraviesa la zona de combustión al ir girando el horno. Como resultado se generan gases de


Medio Ambiente

combustión, presumiblemente inertes, y cenizas que se recogen por la parte inferior del cilindro. Los gases de la combustión pueden ser tratados para limitar las emisiones. Se pueden tratar así hasta 20 toneladas/hora en unidades móviles. La incineración en lecho fluidizado se realiza en un cilindro refractario, acero normalmente forrado de material refractario, que contiene un lecho de material granulado e inerte, pudiendo ser el propio suelo a tratar. Conviene restringir el tamaño de las partículas a tratar. Se hace pasar aire caliente a presión a través del lecho descrito. En la parte libre, por encima del lecho, se produce la oxidación de los gases producidos que pueden recogerse para su posterior tratamiento. La capacidad de este procedimiento se cifra en un máximo de 5 toneladas/hora. La incineración por infrarrojos se basa en el tratamiento a alta temperatura utilizando la radiación lejana y con la ayuda de material de carburo de silicio. El material a tratar se hace circular por una cinta, desde donde recibe la radiación IR. Se practica también un tratamiento de los gases resultantes. La capacidad de tratamiento se sitúa en las 6 toneladas/hora. La pirolisis se realiza en ausencia de aire, y tiene como objetivo la destrucción de los compuestos orgánicos hasta gas elemental y agua. El contenido inicial en agua del material puede afectar el desarrollo del proceso y los costes del mismo, lo mismo que la presencia de compuestos halogenados.

Calentamiento por radiofrecuencias Consiste en el calentamiento del suelo in situ, con ayuda de electrodos, por aplicación de radiofrecuencias. Los gases y vapores que se forman durante el proceso se recogen en superficie. Se precisan entre 4 y 15 días para completar el tratamiento y las temperaturas que se alcanzan van de los 200 a los 600 ºC.

Desorción térmica La desorción térmica es otro proceso térmico en el que se somete al suelo a unas temperaturas más bajas (250-550°C) para conseguir l a desorción en vez de la destrucción de los contaminantes. Con esta técnica se puede tratar la contaminación producida por compuestos orgánicos volátiles (con un peso molecular no muy elevado, como los lubricantes, aceites minerales, gasolinas, etc.) y determinados metales pesados volátiles como es el caso del mercurio. Con esta técnica hay que controlar el paso de los contaminantes a la fase gaseosa, por ejemplo se pueden eliminar en una cámara de combustión o fijarlos sobre carbono activado. Estos métodos presentan el inconveniente de que el suelo queda completamente transformado, sin materia orgánica, sin microorganismos, sin disoluciones...


Medio Ambiente

TRATAMIENTOS BIOLÓGICOS

BIORREMEDIACIÓN Consiste en el uso de los microorganismos naturales (levaduras, hongos y bacterias) existentes en el medio para descomponer o degradar sustancias peligrosas hasta sustancias de carácter menos tóxico o bien inocuas para la salud humana y los ecosistemas. Se emplea en casos de contaminación por plaguicidas, gasoil, gasolina, aceites pesados y algunos compuestos halogenados. Es sabido que los microorganismos que viven en el suelo y las aguas subterráneas son capaces de metabolizar la mayor parte de los compuestos orgánicos de síntesis que llegan a dichas matrices, y entre ellos los hidrocarburos, cuya composición química es muy similar a la de los compuestos orgánicos naturales, generando principalmente agua y dióxido de carbono. Estos sistemas de descontaminación se basan en la digestión de las sustancias orgánicas por los microorganismos, de las cuales obtienen la fuente de carbono necesaria para el crecimiento de sus células y una fuente de energía para llevar a cabo todas las funciones metabólicas que necesitan para su crecimiento. Para que estos procesos metabólicos se lleven a cabo, y puedan ser utilizados en el saneamiento de las matrices ambientales, será necesario que existan en el medio unas condiciones óptimas. El fundamento bioquímico de la biorremediación es el siguiente: en la cadena respiratoria, o transportadora de electrones de las células, se van a producir una serie de reacciones de óxido-reducción cuyo fin es la obtención de energía. La cadena la inicia un sustrato orgánico (hidrocarburos, por ejemplo) que actúa como dador de electrones, de modo que la actividad metabólica de la célula acaba degradando y consumiendo dicha sustrato. Los aceptores más comúnmente utilizados por los microorganismos son el oxígeno, los nitratos, el hierro (III), los sulfatos y el dióxido de carbono. Cuando el oxígeno es utilizado como aceptor de electrones la respiración microbiana se produce en condiciones aerobias, y los procesos de biodegradación serán de tipo aerobio; sin embargo, si utiliza los sulfatos o el dióxido de carbono se produce en condiciones reductoras o anaerobias, y los procesos de biodegradación serán de tipo anaerobio.

Procesos aerobios y anaerobios de degradación


Medio Ambiente

Los microorganismos responsables de la degradación de contaminantes en suelo y aguas son: bacterias, hongos y protozoos. Alrededor de 22 géneros de bacterias y 31 géneros de hongos han sido identificados como capaces de degradar hidrocarburos. Existe especificidad en dicha degradación: así, el género Corynebacteriun es efectivo en la degradación de PCBs clorados en las posiciones 4,4', mientras Pseudomonas es efectivo para la descloración de PCBs clorados en las posiciones 2,5,2',5'. Existen numerosos preparados comerciales listos ya para su uso directo. Uno de ellos es el ENVIRONOC 101, formado por

que estaría indicado para la degradación de hidrocarburos alifáticos, de hidrocarburos aromáticos volátiles y de hidrocarburos aromáticos polinucleares. La mayoría de los contaminantes orgánicos se degradan bajo condiciones aerobias. Sin embargo, determinados compuestos, como los compuestos alifáticos clorados, que resultan estables en condiciones aerobias, son fácilmente degradados en condiciones anaerobias. Otros incluso, como es el caso de los PCBs (policlorobifenilos), se degradan primero en condiciones anaerobias, produciéndose una descloración rápida, para luego continuar su degradación bajo condiciones aerobias.

Ejemplo de degradación aerobia

19 cepas diferentes de microorganismos naturales

Bacterias: Gram + y Gram – con un amplio rango de afinidad por moléculas de hidrocarburos derivados del petróleo y habilidad para remover sulfuro de hidrógeno.

Hongos: Cultivos unicelulares que atacan diversas moléculas derivadas de hidrocarburos bajo condiciones aeróbicas y de oxigeno limitado.


Medio Ambiente

La biorremediación puede darse de forma natural pero a unas velocidades que son insuficientes para conseguir la rápida degradación de los compuestos orgánicos peligrosos para la salud. En condiciones controladas, y previo aporte de los nutrientes y el oxígeno necesarios, puede acelerarse el proceso, con lo que los microorganismos se reproducirán más rápidamente. Los microorganismos capaces de degradar gran parte de los compuestos orgánicos se encuentran habitualmente en el suelo; sin embargo, en ciertos casos (cuando las concentraciones de contaminantes son muy elevadas, o no se ha suministrado el oxígeno o los nutrientes necesarios) es necesario resembrar el suelo con nuevos individuos procedentes, por ejemplo, de poblaciones naturales seleccionadas en el laboratorio. Existen dos metodologías de biorremediación: la aumentada y la no aumentada. En la biorremediación aumentada el tratamiento implica estar continuamente añadiendo microorganismos. En la no aumentada se utilizan sustancias químicas para activar a los microorganismos que están presentes de forma natural en el suelo. La aplicación de sustancias químicas para la limpieza de suelos contaminados se empezó a utilizar tras el desastre ecológico producido por los vertidos del buque petrolero Exxon Valdez en las costas de Alaska. Los diferentes métodos utilizados, en función del emplazamiento del material contaminado, son: Biodegradación in situ: consiste en potenciar la biodegradación natural del suelo mediante aporte de nutrientes (fósforo y nitrógeno), oxígeno y, a veces, inoculación de bacterias. Es posible ajustar algunos parámetros ambientales, como el pH y la temperatura. El tratamiento in situ se usa en suelos permeables cuando la contaminación afecta a los horizontes subsuperficiales. En los procesos de bioestimulación, se perforan unos pozos por los que se inyectan agua con microorganismos, a la que se le han añadido nutrientes. Se bombea el agua contaminada hacia la superficie, se depura y se vuelve a iniciar el ciclo.

Esquema de biodegradación


Medio Ambiente

Bioventing o inyección de aire: tratamiento consistente en la ventilación forzada del suelo mediante la inyección a presión de oxígeno (aire) en la zona no saturada del suelo a través de pozos de inyección. Debido a la aireación del suelo se va a favorecer la degradación de los hidrocarburos por dos motivos: por volatilización, facilitando la migración de los contaminantes volátiles y por biodegradación, ya que al incrementar la oxigenación del suelo se estimula la actividad bacteriana. El BIO-SPARGE es un sistema patentado de biorremediación in situ de suelos y acuíferos. Funciona como un circuito cerrado dinámico que permite controlar la emisión de contaminantes a la atmósfera, la degradación del contaminante y los subproductos formados. Atenuación natural: no está considerada como una técnica de descontaminación propiamente dicha, pero está citada siempre al final de las técnicas de remediación in situ. Se basa en el aprovechamiento de los procesos fisico-químicos y biológicos que tienen lugar de forma natural en el medio. Los procesos que interesan son los de biotransformación natural, que van a reducir la concentración de los contaminantes. Si las condiciones del suelo no son adecuadas para la dispersión de los nutrientes o el aire, o la temperatura es muy baja, puede procederse a la excavación del mismo y a su tratamiento ex-situ mediante técnicas basadas en el mismo principio como son: Landfarming: los suelos contaminados son excavados y tratados en espacios abiertos. El suelo es aireado mediante volteo y los lixiviados que se pudieran generar, filtrados y recogidos para su reutilización. Este sistema permite un buen control del proceso de degradación biológica de los contaminantes, mediante la construcción de una celda en la cuál se coloca el material contaminado y un sistema de riego y aplicación de productos especialmente destinados a acelerar el ciclo de vida de los microorganismos y, por consiguiente, la degradación de el (los) contaminante(s) en un periodo de tiempo relativamente menor.


Medio Ambiente

Celda Biopilas

La celda se construye sobre la superficie de un terreno previamente acondicionado, donde se colocan “liners” de polietileno de alta densidad (HDPE) y un sistema de recogida de lixiviados. Algunas veces se opta por colocar una cama de arena, para proteger el “liner” contra rasgaduras y evitar así la dispersión del contaminante. Biopilas: consisten en pilas o acopios regulares de suelo, situados sobre un lecho de grava de 10 a 15 cm de espesor, que contienen en su interior tuberías de aireación de PVC que son colocadas durante la construcción. Estos tubos están conectados a un soplador que fuerza el paso del oxígeno atmosférico a través de las pilas. Las biopilas se utilizan cuando la sustancia contaminante es demasiado volátil como para ser tratada por landfarming, ya que en ese caso las emisiones gaseosas serían elevadas, o cuando se quiere acelerar el proceso de remediación. Biopilas con Compost: consiste en el uso de un sistema biológico de microorganismos presente en un compost maduro que se mezcla con la matriz afectada. Igual que sucede con el suelo, las bacterias también pueden desarrollar su actividad en las aguas, de hecho requieren siempre agua, aunque sea en forma de humedad para poder crecer y digerir las substancias contaminantes. Por ello, la biorremediación puede ser utilizada tras el bombeo de las aguas, a través por ejemplo de las llamadas: Lagunas de estabilización: que consisten en utilizar bacterias y algas para depurar aguas o residuos líquidos por procesos naturales. Todas las tecnologías citadas están condicionadas por factores como los siguientes: - biodegradabilidad de los contaminantes presentes - presencia de sustancias inhibidoras de esta degradación - temperatura del medio


Medio Ambiente

- cantidad de oxígeno en el medio - pH del medio - concentración de nutrientes en el medio - concentración del contaminante - solubilidad de los contaminantes presentes En cuanto al tiempo necesario para la descontaminación, en el caso de contaminaciones por hidrocarburos derivados del petróleo, una expectativa realista para conseguir una reducción razonable de los niveles de contaminación sería de un período comprendido entre 90 y 150 días, aunque dependiendo de los factores anteriormente citados ese período podría alargarse hasta los 18 meses. Una de las ventajas de estas técnicas es su bajo coste. La biorremediación tiene un coste estimado entre el 30 y 50% más bajo que otras técnicas convencionales de limpieza. Con los actuales avances en el campo de la ingeniería genética, se podrán crear microorganismos más eficientes y específicos para conseguir la degradación de los contaminantes. FITORRESTAURACION La fitorrestauración consiste en el uso de sistemas verdes basados en las plantas para sanear suelos, sedimentos y aguas contaminadas. Es una tecnología bisoña en comparación con las técnicas de ingeniería más utilizadas que pretende controlar una gran variedad de contaminantes superficiales, entre los cuales podemos citar: metales, metaloides, hidrocarburos del petróleo, plaguicidas, explosivos, disolventes clorados y subproductos industriales.

Su paulatino avance tiene mucho que ver con una relación coste-eficacia más favorable y un menor coste que la mayoría de los tratamientos habitualmente utilizados para la descontaminación de las mencionadas matrices.

Las aplicaciones de la fitoremediación pueden ser clasificadas según sea el destino de los contaminantes: degradación, extracción, contención, o bien, una combinación de algunas de ellas.

Los mecanismos implicados también han servido para clasificar las tecnologías de fitoremediación:

• extracción de contaminantes;


Medio Ambiente

• concentración de contaminantes en los tejidos de las plantas;

• degradación de los contaminantes ya sea por procesos bióticos o abioticos;

• volatilización o transpiración de los contaminantes más volátiles;

• inmovilización de los contaminantes en la zona de las raíces;

• control hidráulico de las aguas subterráneas contaminadas (plume control), y

• control de la escorrentía, la erosión y la filtración del agua superficial a través de los sistemas de cubierta vegetal.

Algunas de las plantas más utilizadas son: maíz, girasol, alfalfa, bambú, Brassica juncea,

En el caso de los metales, por ejemplo, las técnicas de aplicación son:

FITOEXTRACCION:

Consiste inicialmente en la “toma” de contaminantes por las raíces de las plantas y su posterior traslocación al interior de las mismas. Los sucesivos pasos son la recolección y posterior tratamiento de la biomasa.

Dicha biomasa puede resultar un recurso, como lo prueba el hecho de la utilización de biomasa enriquecida en Selenio como pienso para animales de zonas deficitarias en selenio.

Actualmente son dos las estrategias básicas de fitoextracción que se hayan en estado de desarrollo: la fitoextracción inducida, basada en el uso de sustancias quelantes, y la fitoextracción continua, basada en la utilización de plantas hiperacumuladoras y que resulta eficaz en la eliminación de metales como el zinc, el cadmio y el níquel, y formas aniónicas del selenio, arsénico y cromo.

Existen plantas hiperacumuladoras de metales (Brassicaceas, Euforbiaceas, Asteraceas, Lamiaceas, o Escrofulariaceas) y cultivos con menor capacidad acumuladora de los mismos (maíz, sorgo y alfalfa) que, no obstante, pueden resultar más efectivos debido a su crecimiento más rápido y su mayor producción de biomasa.

Los contaminantes susceptibles de ser extractados son:

Metales: Ag, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Mn, Mo, Ni, Pb, Zn.

Metaloides: As, Se.

Radionúclidos: 90Sr, 137Cs, 239Pu, 238U, 234U.


Medio Ambiente

No metales: B

RIZOFILTRACION

Consiste en la adsorción, precipitación sobre las raíces, o absorción en el interior de las raíces de los contaminantes presentes en la solución del suelo, a través de procesos bióticos o abióticos. Los exudados de las raíces pueden provocar, en ocasiones, la precipitación de algunos metales.

Esta tecnología no resulta idónea en suelos, sedimentos o residuos, ya que estos no presentan niveles importantes de contaminantes en solución.

Aunque las plantas acuáticas son efectivas en estos tratamientos, las terrestres consiguen extraer mayor cantidad de contaminantes. Los girasoles parecen ser bastante eficaces en el tratamiento del U, 137Cs, 90 Sr. La necesidad de disponer de invernaderos para el cultivo de las plantas en sus fases iniciales de crecimiento se impone.

El conocimiento de la química de las aguas, principalmente de la especiación química de todas las substancias presentes, resulta fundamental a la hora de determinar las posibles interacciones entre los contaminantes y los constituyentes del agua.

En algunos casos es preciso extraer el agua a tratar mediante sistemas mecánicos para facilitar la rizofiltración.

Metales: Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn.

Radionúclidos: Sr, Cs, U.

La eficacia frente a los inorgánicos no metálicos y a los orgánicos no ha sido aún evaluada.

FITOESTABILIZACION:

Significa la inmovilización del contaminante en el suelo a través de mecanismos de absorción y acumulación en las raíces, adsorción sobre aquellas o precipitación en la rizosfera. Previene la migración de contaminantes por el viento o el agua, así como la lixiviación o dispersión de los mismos a través del suelo, resultando especialmente eficaz en el caso de suelos de textura gruesa y elevados contenidos en materia orgánica. Brassica juncea resulta muy eficaz en la reducción de la lixiviación de metales, por encima del 98%, en residuos mineros. La fitolignificación, una forma de fitoestabilización, implica la incorporación de contaminantes orgánicos a la lignina vegetal.


Medio Ambiente

La contención e inmovilización de los contaminantes puede lograrse, tanto a través de su “fijación” sobre los componentes más activos del suelo (compuestos húmicos y minerales de la arcilla), su acumulación en las raíces, o por eliminación de su medio de transporte natural (el agua).

Debe prestarse especial atención al uso de enmiendas orgánicas que pudieran tener propiedades fitotóxicas y al de fertilizantes que pudieran aumentar la movilidad de algunos metales.

Esta técnica, que debe considerarse como una medida provisional, no implica la eliminación de los contaminantes, por lo que debe hacerse un seguimiento del suelo y de las plantas para evitar futuras movilizaciones.

Metales: Cd, Cr, Cu, Hg, Pb, Zn y Metaloides: As

FITOVOLATILIZACION:

Implica la sorción, metabolismo interno y transpiración de las plantas con la consiguiente eliminación de los contaminantes o sus metabolitos (puede darse una fitodegradación paralela).

Aunque ha sido utilizada principalmente para las aguas subterráneas, también puede ser aplicada a suelos, sedimentos y residuos que dispongan de suficiente agua para asegurar las adecuadas tasas de transpiración.

Debe valorarse el riesgo sanitario y ambiental de la transferencia de contaminación entre matrices.

Inorgánicos: As, Se y Hg.

Orgánicos: TCE, TCA y tetracloruro de carbono.

CONTROL HIDRÁULICO

Utiliza las plantas para la extracción del agua subterránea con miras a la contención o control de la migración de los contaminantes. Su aplicación se circunscribe a las aguas subterráneas, las superficiales y a la solución del suelo. Los álamos son las especies más utilizadas hasta el momento.


Medio Ambiente

En ocasiones la extracción mediante bombas del aguas subterránea, aunque más cara, puede ser más conveniente si el espacio disponible para las plantaciones es insuficiente.

Orgánicos e inorgánicos: solubles a concentraciones no fitotóxicas.

Requiere estudios adecuados de la hidrología subterránea y superficial de la zona, de forma que se tenga un conocimiento de la dinámica de las aguas y como se reciben los aporte de otras áreas. Es importante conocer hasta que nivel las tormentas pueden afectar al nivel hidráulico, debiéndose buscar, en ese caso, una solución a los aportes masivos de agua.

SISTEMAS DE CUBIERTA VEGETATIVA

Existen dos tipos: Cubiertas de control de la evapotranspiración, que permiten aumentar la capacidad de almacenamiento de agua disponible del suelo, sin poner en contacto las plantas con los contaminantes; y las cubiertas para la fitoremediación ideadas para minimizar la infiltración de agua y colaborar en la degradación de los residuos subyacentes. Estas últimas ejercen a la vez funciones de control hidráulico, fitodegradación, rizodegradación, fitovolatilización, e incluso fitoextracción.

Los corredores de ribera tienen una concepción similar a la de las barreras permeables. Se trata de técnicas más económicas que presentan sin embargo, algunas limitaciones. Las plantas, no lo olvidemos, son seres vivos que tienen necesidades y límites específicos en lo concerciente a agua, oxígeno, nutrientes o pH, por citar las más cruciales.

Otras limitaciones están relacionadas con la profundidad de la contaminación, los niveles de concentración de contaminantes o el tiempo de que se dispone para el saneamiento.

Para más información consultar documento EPA/540/S-01/500 “Phytoremediation of Contaminated Soil and Ground Water at Hazardous Waste Sites” de Bruce E. Pivetz*

FOTOLISIS La fotodegradación se ha utilizado para el saneamiento de suelos afectados de PCBs, dioxinas y kepona. DESCONTAMINACIÓN PASIVA


Medio Ambiente

La descontaminación pasiva es la forma más simple y menos costosa de tratamiento. En determinadas circunstancias los procesos naturales pueden ser suficientes para descontaminar el área afectada. En otros bastará con la adición de nutrientes y/o oxígeno al sistema. RESUMEN

� En muchos casos la combinación de varias de las técnicas de descontaminación contribuirá a aumentar la efectividad y a reducir los costes.

� Cualquiera de los métodos considerados puede modificar las propiedades del suelo.

Consultar la matriz de tecnologías de tratamiento en: http://www.frtr.gov/matrix2/section3/table3_2.html Para detalles sobre las distintas técnicas consultar la página: http://www.clu-in.org/techfocus/


Medio Ambiente

5.3. FACTORES A CONSIDERAR EN LA ELECCIÓN DE LA/S T ÉCNICA/S A UTILIZAR

Los factores que controlan la eficacia de estos procesos son: el contenido en agua del suelo, la porosidad, permeabilidad, el contenido en arcilla, la capacidad de retención, el pH, el potencial de oxido-reducción, la temperatura, los factores climáticos, la evaporación, la composición y concentración de los contaminantes, la profundidad de la contaminación, la gestión del suelo, el nivel de nutrientes o las técnicas de riego. Pero no solamente en cuanto a la eficiencia sino también en cuanto a los efectos adversos que la descontaminación puede causar sobre el suelo. Por supuesto, otros factores con igual peso que el factor técnico en la toma de decisiones son el económico y el social. Los agentes o colectivos implicados en la selección aparecen en el siguiente esquema. 5.4. PRINCIPALES ESTRATEGIAS INTERNACIONALES PARA L A DESCONTAMINACIÓN DE SUELOS EEUU adoptó en 1980 una normativa pionera, la CERCLA (Comprensive Environmental Response Compensation and Liability Act), que dio lugar a la creación del denominado SUPERFUND (Superfondo). Esta implicaba el establecimiento de una responsabilidad objetiva y de carácter retroactivo sobre los causantes de estas situaciones, obligándoseles a su reparación. Únicamente en ausencia de resarcimiento, o cuando se desconociese el origen de los depósitos, intervenía la Agencia Americana del Medio Ambiente (U.S.EPA), utilizando los recursos del citado Superfondo, provenientes de subvenciones públicas, penalizaciones y derechos o pagos abonados por las industrias petroquímica y química. Estas acciones y las dotaciones disponibles, 1.600 millones de dólares, resultaron claramente insuficientes, por lo que al final del primer período, 1.980-1.985, debió autorizarse un segundo programa, conocido por las siglas SARA (Superfund Amendments and Reauthorization Act), dotado con 8.500 millones de dólares. Tampoco los resultados han sido alentadores. La fuerza de esta legislación fue disminuida en parte con la creación de otro instrumento el NEFT (National Environmental Trust Fund), con cargo al cual se recuperarían depósitos antiguos creados sin violar la legislación vigente en su momento. En la mayoría de los países de la Europa occidental, las medidas de recuperación de suelos se subvencionan con los impuestos generales. Austria, Bélgica/Flandes, Finlandia, Francia y Hungría empezaron hace algunos años a aplicar impuestos específicos sobre residuos y


Medio Ambiente

combustibles con el fin de incrementar el presupuesto público para la rehabilitación de emplazamientos contaminados.

En Holanda, nación cuya limitada extensión la hace especialmente vulnerable a la falta de suelo limpio, se adoptó una política eficaz basada en la descontaminación de los suelos más afectados con cargo a programas financiados por las Provincias y el Estado, reclamándose en vía civil el reembolso de los costos a los causantes de estos deterioros, siempre que pueda acreditarse que en su momento los daños eran previsibles para el contaminador, que no hizo lo suficiente para evitarlo y que era sabido que el Gobierno asumiría el compromiso del mantenimiento del buen estado de los suelos.

El Reino Unido fundó una organización pública (English Partnerships, 1995) para el "desarrollo de la tierra”, facilitando préstamos a bajo interés para medidas de saneamiento, destinada a fomentar un nuevo desarrollo de edificaciones y suelos que en el pasado han sido contaminados y abandonados.

Los acuerdos entre la industria y las autoridades públicas constituyen una nueva forma de resolución de los problemas. Por ejemplo, en los Países Bajos, la industria ha aceptado limpiar los enclaves por cuenta propia y el gobierno ha prometido no intervenir durante un período de 25 años. En Dinamarca, los Países Bajos, Suecia y Finlandia, la industria petrolera ha aceptado limpiar los emplazamientos contaminados, a cambio de una pequeña contribución incluida en el precio del petróleo.

La Unión Europea, por su lado, tiene la voluntad de invertir más de 400 millones de Euros en los próximos 20-25 años para descontaminar más de 400.000 puntos contaminados. Si a ello se añade la contaminación existente en los países del Este, las cifras de negocio calculadas pueden ser superiores a los 1000 millones de Euros en los próximos 25 años.

En un gran número de países europeos, la gestión de emplazamientos contaminados se realiza a escala regional. En los últimos años, ha aumentado la concienciación sobre el riesgo que suponen los emplazamientos contaminados (antiguos vertederos y emplazamientos industriales utilizados posteriormente como viviendas, escuelas y centros de recreo) y varios países han emprendido programas nacionales con el fin de establecer una amplia estrategia de gestión. La mayor parte de los países de Europa occidental ha establecido en la última década marcos reguladores destinados a la prevención de problemas futuros y a la limpieza de la contaminación existente.

5.5. TÉCNICAS DE REVEGETACIÓN


Medio Ambiente

La recuperación de un suelo no puede considerarse completada hasta que el terreno no dispone de una cubierta vegetal que le proteja frente a la erosión. Por otro lado, la cubierta se convierte en un test para valorar la bondad de la recuperación. El objetivo de estas técnicas es conseguir que después de unos años la vegetación llegue a ser similar a la preexistente.

La selección del método de revegetación (plantación manual o mecánica; siembra en hileras, a voleo, aérea o hidrosiembra) se ha de realizar en función de la topografía, superficie a tratar, condiciones climáticas, restricciones técnicas y tipo de vegetación a instaurar (ver Tabla). En la hidrosiembra las semillas se aplican a gran presión sobre la superficie del terreno, en forma de suspensión acuosa a la que suelen añadírsele alginatos, derivados del látex o emulsiones oleaginosas para dar más viscosidad a la suspensión y permitir la adherencia de las semillas al suelo. La mezcla puede contener además, turba, paja, pulpa de madera, espuma de plástico o lana de escoria para proporcionar humedad a las semillas y favorecer así su germinación. Se usan además abonos de liberación lenta. Los principales factores a tener en cuenta en la selección de especies para la revegetación son, por su parte, especies autóctonas, uso del suelo propuesto y limitaciones ecológicas y/o ambientales para las especies seleccionadas. Los proyectos de recuperación de suelos contaminados requieren en ese mismo país, que la vegetación implantada lo sea por períodos superiores a 5 años. Para la siembra generalmente se utilizan plantas herbáceas vivaces, suele ser una mezcla de gramíneas y leguminosas (las especies disponibles figuran en la s transparencias). Complementariamente puede ser necesaria la estabilización de taludes, a través de:

� Colocación de empalizadas trenzadas � Aplicación de geotextiles y georedes � Construcción de muros de poca altura al pie del talud � Construcción de paredes artificiales paralelas al desmonte.

5.6. ACTUACIONES EN CASO DE ACCIDENTE Las tres reglas de oro son:

• Eliminar los riesgos más inmediatos para la salud o la seguridad de las personas.

• Identificar los contaminantes presentes.

• Localizar el foco, verificar si está activo y establecer barreras.


Medio Ambiente


Medio Ambiente

6. POLÍTICA DE PROTECCIÓN y GESTIÓN DEL SUELO La política de protección del suelo, hasta ahora una política de corrección de impactos, de saneamiento de suelos contaminados, el primer estadio de actuación, puede ser considerada una política joven con relación a otras políticas sectoriales medio ambientales. El escaso conocimiento de los medio ambientalistas de los mecanismos y principios que rigen en el medio suelo, han contribuido de forma particular a considerar la protección del suelo como una materia de gran complejidad que ha sido obviada durante algunos años. La selección de una estrategia de gestión de suelos contaminados, socialmente aceptable y asumible desde el punto de vista de los costes, que reduzca las amenazas y ofrezca garantías suficientes para la protección de la salud pública y el medio ambiente, asegurando una flexibilidad en el uso futuro del suelo, es la máxima que debería guiar todas las actuaciones en esta materia. Pero se debe ir más allá y empezar a aplicar el concepto de desarrollo sustentable en la gestión de los suelos. Debemos exigir en primer lugar el conocimiento exacto de cómo este recurso debe ser usado por la generación presente sin restringir o dificultar seriamente cualquiera de las necesidades de las generaciones futuras. Ya que no sabemos cuáles van a ser esas necesidades (no sabemos lo que no sabemos) hay que tomar la situación actual como punto de partida, lo que significa que hay que preservar las funciones que actualmente adjudicamos a los suelos, evitando cualquier actividad que pueda comprometer irreversiblemente alguna de dichas funciones. Mejorando la gestión del suelo podemos contribuir a la protección de la salud y de los ecosistemas y a minimizar el cambio global. La concentración atmosférica de los gases de efecto invernadero (GEI) ha crecido desde medios del siglo XIX como consecuencia del uso de los combustibles fósiles, de la gestión


Medio Ambiente

de residuos y de los cambios que se han producido en la agricultura y en los usos del suelo. Cada vez hay más observaciones que apuntan hacia un calentamiento del planeta que, como consecuencia, experimenta otros cambios en sus condiciones ambientales. A escala global, la última década del siglo XX fue la más cálida desde 1861. A partir de los datos paleoclimáticos disponibles y del uso de diversos modelos climáticos, se ha evidenciado que el calentamiento de los últimos cincuenta años es atribuible a las actividades antrópicas. Los cambios del nivel del mar, de la extensión del hielo marino, de la cubierta de nieve y de las precipitaciones son consecuencia del calentamiento de la temperatura superficial de la atmósfera. Deberían completarse los inventarios de suelos para poder calcular unas tasas de emisión de GEI y un potencial de secuestro de carbono más ajustados a la realidad. Igualmente, dado que las medidas de mitigación tendrían que estar basadas en las posibilidades de cada tipo de suelo, es imprescindible completar el conocimiento sobre este recurso natural. Habría que promover estudios de base de los suelos de Chile para mejorar el grado de comprensión que tenemos sobre él y poder cuantificar los procesos edáficos que se podrían ven afectados o que son agentes del cambio climático. Los suelos de Chile poseen, en conjunto, un elevado potencial de secuestro de carbono, aunque la falta de agua limita sus entradas y su estabilización en forma de humus dentro del suelo. El riego es una de las prácticas más efectivas para aumentar las reservas de carbono en el suelo, de manera que los suelos de las nuevas áreas regables pueden convertirse en buenos sumideros. Sin embargo, la limitación de las reservas de agua podría hipotecar esta potencialidad. La gestión de los fertilizantes nitrogenados puede ser mucho más efectiva y viable que otras medidas en la mitigación de los efectos del cambio climático, ya que los óxidos de nitrógeno suponen una contribución específica del 89% en las emisiones de GEI generadas a partir de los suelos (datos europeos). Habría que profundizar especialmente en este tema y hacer cumplir las medidas agroambientales y las buenas prácticas agrícolas establecidas en la legislación. Es necesario desarrollar y aplicar estas buenas prácticas en lo que se refiere al uso eficiente de los fertilizantes nitrogenados y con el reciclaje de los residuos orgánicos ganaderos y urbanos, en combinación con técnicas de cultivo adecuadas para facilitar la integración y mantenimiento del carbono orgánico en el propio suelo. En este sentido, las técnicas de cultivo mínimo, cultivos ecológicos o de no cultivo parecen las más adecuadas. Para poder implementar estas técnicas frente la agricultura convencional, sería necesario establecer incentivos para los agricultores. Finalmente, debería controlarse mejor la aplicación generalizada de fangos residuales al suelo, utilizando aquéllos que hayan sufrido un proceso de estabilización que asegure la permanencia de la materia orgánica y del nitrógeno al suelo.


Medio Ambiente

Sería importante establecer y mantener una red de s eguimiento (monitorización) en parcelas experimentales, adecuada a las característ icas de los principales sistemas agrarios, en la que se cuantificasen los cambios, se midiesen los procesos y se pusiesen a punto las tecnologías. Igualmente, debería darse continuidad a microcuencas y parcelas forestales que monitorizasen propiedades importantes en relación en el cambio climático. Sería necesario que estas áreas piloto se integrasen en las redes estatales y europeas de seguimiento. Es importante también utilizar los instrumentos de política agraria y ambiental para asegurar el secuestro del carbono y llevar a cabo una correcta gestión del suelo, favoreciendo aquellas prácticas que permitan reducir la concentración de GEI en la atmósfera. La educación ambiental dirigida a los agricultores puede ser una práctica muy útil a la hora de implementar el Código de Buenas Prácticas agrarias. Igualmente, sería necesario sensibilizar a la población en general de la necesidad de consolidar la recogida selectiva de RSU a fin de que puedan ser aprovechados, previo tratamiento, como abono para incrementar el contenido orgánico de los suelos y reducir de este modo las necesidades de otras fuentes de nitrógeno

EFECTOS DE LA GESTION DE LOS SUELOS SOBRE LAS EMISIONES DE GASES CON EFECTO INVERNADERO

apuntes los suelos contaminados y su … · contenido en materia orgánica y lavado de los...

Documents