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Clase 10.7 Pág. 1 de 20

10.7. COMPORTAMIENTO Y PROPIEDADES DE LOS CONTAMINANTES (III): COMPUESTOS ORGÁNICOS RELACIONADOS CON LA MATERIA ORGÁNICA Y LOS DETERGENTES Desde un punto de vista conceptual es posible distinguir dos grandes grupos de contaminantes orgánicos, entendiendo la palabra orgánica en el sentido que al menos algunos de los compuestos implicados en la contaminación contienen átomos de carbono, que no están estructurados como carbonatos ni en seres vivos (Custodio y Llamas,1983). - Contaminantes producto de la descomposición de la materia orgánica residual de origen biológico (lo que conocemos como basuras). - Contaminantes orgánicos sintéticos y sus cadenas de degradación, que son comúnmente residuos de tipo industrial o agropecuarios y que pertenecen o son asimilables a RTP (residuos tóxicos y peligrosos). CONTAMINACIÓN BACTERIOLÓGICA La contaminación bacteriológica de las aguas subterráneas se centra actualmente en prevenir o evitar la introducción de bacterias patógenas o parásitas en el agua subterránea, que constituye uno de los mayores riesgos sobre la salud humana (Figura 10.18). Dicha afección aunque es típica de aguas superficiales, también puede darse en las aguas subterráneas en contacto directo con las primeras o con corto tiempo de renovación.


Figura 10.18. Campañas sanitarias en ámbitos rurales y periurbanos, relacionadas con la prevención de riesgos sanitarios provocada por contaminación bacteriológica de las aguas.

Los diversos estudios sobre la perdurabilidad de la contaminación biológica realizados (IGME, 1991), indican que un 99,9% de las bacterias fecales desaparecen en el agua subterránea entre los 10 y los 50 días de tránsito en zona saturada. En el medio acuoso subterráneo, las bacterias más comunes siguen una cinética de degradación (inactivación o eliminación) generalmente del tipo exponencial donde:

Ct = Co * exp ( -Kt (t-to)) Ct =concentración en el tiempo t Co = concentración inicial -Kt = constante de inactivación o eliminación en el tiempo = 0.693/T, siendo T el tiempo en que la contaminación bacteriológica ha disminuido a la mitad. El tiempo de tránsito dependerá, a su vez: 1) De la distancia entre el punto de vertido y el pozo, en la zona saturada del acuífero. 2) De la velocidad de infiltración en la zona no saturada del acuífero.


Una mayor distancia entre el vertido y el pozo implicaría mayor tiempo de tránsito en medio saturado y, por tanto, mayor capacidad de eliminación y menor concentración en el pozo. Una mayor velocidad de infiltración en medio no saturado implica menor tiempo de tránsito y, por tanto, una mayor concentración de coliformes que alcanzan la zona saturada del acuífero. La velocidad de infiltración está controlada por la naturaleza geológica del acuífero y la existencia de suelo edáfico, aunque puede ser modificada por la construcción deficiente de captaciones, un régimen de explotación que favorezca la entrada de coliformes, o su abandono sin sellado posterior. El espesor de la cubierta edáfica o la existencia de formaciones arenosas o arcillosas sobre el acuífero influyen de forma decisiva en la disminución del número de bacterias incorporadas a la zona no saturada del acuífero (IGME, 1991). De este modo, se han obtenido retenciones de hasta un 100% de la contaminación bacteriana, antes de su incorporación al acuífero, con suelos de espesores inferiores a 15 cm de naturaleza arcillosa y de un 50% si los suelos son predominantemente arenosos. En acuíferos cársticos, una vez se ha rebasado la zona de suelos, la circulación del agua no permite su filtración y la existencia de flujos preferenciales disminuye el tiempo de tránsito, comparado con otros acuíferos. El establecimiento de un tiempo de tránsito asociado a la semidegradación del componente biológico permite establecer zonaciones espaciales si se conoce el entorno geológico e hidrogeológico del acuífero (Figura 10.19). En general, los episodios de contaminación bacteriológica se relacionan con episodios de turbidez en muchos acuíferos cársticos, que en muchos casos se producen tras fuertes precipitaciones, por arrastre desde la superficie o por remoción de los huecos y conductos preexistentes.


Figura 10.19. Zonificación del riesgo de contaminación bacteriológica asociado a una determinada captación en función del caudal de extracción y del tiempo de tránsito.

CLASIFICACIÓN POR GRANDES GRUPOS DE ACTIVIDAD: 10.7.1. Contaminantes orgánicos procedentes de aguas residuales urbanas (ARU) Las aguas residuales urbanas son fruto de la actividad normal de los habitantes de un núcleo urbano, que provienen preferentemente del uso de baños y cocinas. Se incluye el agua residual proveniente de los equipamientos urbanos,


los servicios a la vía pública y ciertas actividades industriales conectadas a la red de saneamiento. Si el sistema de alcantarillado es unitario, estas aguas están mezcladas con el agua de lluvia, que diluye y arrastra todos los materiales ocasionalmente presentes en las vías de circulación1. En los grandes núcleos urbanos, las aguas residuales tienen prácticamente carácter mixto, doméstico e industrial. No obstante, debido al gran volumen de agua suministrado, en conjunto, las aguas urbanas residuales suelen tener unas características propias que incluso permiten hablar de una composición media determinada, diferenciándose de las aguas industriales “clásicas”, con una composición mucho más diversa. La Directiva 91/271/CEE de la Unión Europea sobre el Tratamiento de las Aguas Residuales Urbanas, aprobada en mayo de 1991, urge a los estados miembros a tomar las medidas necesarias para lograr que todas las aguas residuales sean adecuadamente recogidas y sometidas a tratamientos secundarios o equivalentes antes de ser vertidas. Además, marca diversos objetivos, dependiendo del tamaño de las poblaciones, que se deben alcanzar entre el año 1995 y el 2005. Así mismo, exige a los estados miembros la identificación de las llamadas áreas sensibles -las sujetas a eutrofización y las que se van a dedicar al consumo humano y no cumplen las condiciones de las anteriores directivas europeas- antes de 1993. La principal problemática de este tipo de contaminación aparece cuando se pone en peligro la salud humana, sea por afección directa a captaciones o por ingestión de productos regados con agua de este tipo. La contaminación de las ARU en un acuífero suele ser mayoritariamente producida por fugas debido al mal estado de las redes de saneamiento (Figura 10.20), fosas sépticas (Figura 10.21), pozos negros mal construidos o muy antiguos, lixiviados de vertederos incontrolados o mal construidos, mala ubicación de los parques de los lodos de depuradoras o por su vertido directo a cauces o lagunas. La contaminación será más o menos intensa en función del volumen vertido y de su grado de depuración o dilución.

1 Si las industrias están concentradas en una determinada zona, sus vertidos pueden modificar apreciablemente la composición habitual de las aguas residuales en dicho sector.


Figura 10.20. Fugas de aguas residuales en tuberías de distribución.

Figura 10.21. Fugas de aguas residuales en fosas sépticas que provocan la infiltración en el terreno y un incremento de vegetación no representativa del entorno árido en que se ubican las

fosas.

En medio aeróbico la materia orgánica se transforma en agua e iones NO3- y

SO4= y se produce CO2 y N2 que escapan, pero el primero de ellos aumenta

mucho la agresividad del agua, disminuye su pH y contribuye al aumento de la dureza y a la solubilización de ciertos metales. En ausencia de oxígeno se produce una descomposición a ácidos orgánicos intermedios y finalmente se


produce NH4+ y SO4

=, otros gases que se desprenden (CO2, CH4, N2 y SH2), y algunos importantes efectos secundarios tales como la solubilización de Fe, Mn, Zn y otros metales. Por añadidura, en el proceso se consume agua. La cantidad de líquido que se produce en vertederos en superficie depende inicialmente del que contenga la propia basura, pero principalmente del agua de infiltración que reciben de la lluvia (lluvia-escorrentía-evapotranspiración) y de otros aportes, por ejemplo por escorrentía de terrenos laterales; en un vertedero bien proyectado, se evita que la escorrentía lateral lo alcance y se impermeabiliza en todo lo posible su superficie. La velocidad con que se producen las reacciones de descomposición depende de la humedad, actividad biológica y temperatura (en general se produce calor que puede aumentar notablemente la temperatura), así como del suministro de oxígeno. En unos casos la estabilización se produce en escasos años, mientras que en otros, después de algunos años la basura aún aparece relativamente fresca. De lo dicho se determina que el líquido rezumante puede tener una composición muy variable, aunque su grado de contaminación es muy elevado. En general, los sólidos disueltos y la dureza y los contenidos en CI, SO4, HCO3, Na, K, Ca, Mg son muy elevados durante varios años, aunque no siempre aparecen inmediatamente. La agresividad depende del pH. Es típica una elevada demanda química y bioquímica de oxígeno, hasta llegar a veces a valores insólitos (más de 100.000 ppm en O2). El líquido es muy reductor y suele contener mucho NH4 (hasta 1.500 ppm), así como Fe++ y Mn++ y a veces Zn+++ (hasta más de 1.000 ppm en algún caso). Los gases que se desprenden pueden tener hasta un 90 % de CO2 y hasta un 55 % de CH4. El número de bacterias puede llegar a ser 1.000 veces superior al del terreno, pero las patógenas no subsisten en un medio tan desfavorable y con frecuencia no se encuentran coliformes en el líquido saliente. Por ello parece ser que los peligros de contaminación por organismos patógenos no son graves excepto si las basuras están bajo el nivel freático. A título indicativo, puede citarse que el lavado continuo de un depósito de basuras puede proporcionar por m³ de las mismas: 1,22 kg de Na+ , K+; 0,81 kg de Ca+2, Mg+2; 0,74 kg de CI-, 0,186 kg de SO4-2 y 3,15 kg de HCO3

-, pudiéndose hacer el lavado total en menos de un año.


El efecto sobre el acuífero depende de la conexión vertical y/o lateral con el vertedero. Por supuesto que la situación peor es aquella en que las basuras entran en contacto con el nivel saturado, lo cual debe evitarse a toda costa. El grado de contaminación producido depende de la autodepuración que se puede producir durante la infiltración en medio no saturado, del suministro de oxígeno, del flujo del agua subterránea y del grado de mezcla con la misma. También depende de la fracción de agua procedente del vertedero que se infiltra; en depósitos enterrados se infiltra toda, pero en depósitos sobre la superficie del terreno una parte puede escurrir superficialmente, hasta un punto de recogida. El agua contaminada del acuífero se puede caracterizar por su mayor mineralización y temperatura, frecuentemente acompañadas por la aparición de color (amarillento oscuro o verdoso), olor desagradable, elevado contenido en ion amonio, elevado DBO y DQO, posible reducción de sulfatos, ausencia de nitratos, presencia de Fe++ y elevado contenido en CO2, según sea el pH. Al ir circulando con el flujo del agua, se va produciendo una oxidación progresiva, el amonio se transforma poco a poco en ion nitrato y se reduce mucho la DBO y DQO; el recorrido de la contaminación en medios granulares puede variar entre el centenar de metros y varios km. Determinados iones metálicos, como los de Fe y Mn son simplemente transportados desde el vertedero, donde se solubilizan, a una zona más o menos alejada en el sentido del flujo del agua subterránea, donde se precipitan. Los procesos de recarga a través del río son uno de los principales orígenes de la contaminación de los acuíferos infrayacentes o en contacto con el nivel del agua cuando éste transporta agua contaminada. Un segundo proceso contaminante más específico; más local pero que suele presentar una gran peligrosidad es el vertido en sumideros cársticos de estos mismos efluentes sin que exista la posibilidad de autodepuración natural, que sí puede estar presente en mayor o menor grado en los acuíferos granulares. La cuantificación del grado de afección de los efluentes de residuos urbanos en los acuíferos es problemática debido a su compleja distribución espacial. Actualmente, el incremento de la población, su concentración y la mejora de la calidad de vida ha provocado la proliferación de vertidos incontrolados. Muestra de la complejidad es el elevado número de estudios y proyectos que de forma no coordinada, comienzan a detectar contaminaciones de este tipo en numerosos puntos de todo tipo de acuíferos peninsulares e insulares.


Los parámetros medidos acostumbran a ser las concentraciones en nitratos, nitritos, materia orgánica (TOC), coliformes fecales, detergentes, surfactantes o amoniaco, aunque en casos particulares también pueden hallarse metales u otros compuestos orgánicos de síntesis. Los sistemas de descontaminación de este tipo de residuo pasan fundamentalmente por las estaciones de depuración del agua residual (EDAR). Los métodos preventivos se basan en la mejora de la red de alcantarillado y la captación de la totalidad de las aguas residuales. Es importante destacar la progresiva importancia que esta agua, después de depurada, está alcanzando como fuente de agua para determinados usos como riego, ecológicos, etc. 10.7.2. Contaminaciones por surfactantes Este tipo de contaminación está íntimamente relacionado con el uso de detergentes tanto de uso industrial como urbano. Este grupo de compuestos orgánicos de síntesis son parte fundamental de los jabones por su elevado grado de actividad superficial, que depende de su estructura química. Existen cuatro grandes grupos de surfactantes: aniónicos, noiónicos, catiónicos y anfotéricos, clasificados según la carga neta de la cadena más larga del compuesto. Los surfactantes más comunes son los aniónicos (presencia de una carga negativa en su cadena), que constituyen aproximadamente un 35% del componente sintético del detergente. De éstos, el más común es el alkylbenceno linear-sulfonato (LABS o LAS; ver la Figura 10.22), otros compuestos comunes son las sales del ácido carboxylico y los compuestos del grupo alcohol-ester-sulfato. La estructura de la cadena condiciona su biodegradabilidad. Ello provoca que a los surfactantes se les pueda clasificar en blandos y duros según su grado de degradación en el terreno. De este modo, los menos biodegradables son los más peligrosos desde el punto de vista ambiental.


Figura 10.22. Surfactantes aniónicos más comunes del detergente. De éstos, el más común es

el alkylbenceno linear-sulfonato

Otra de las características esenciales de este tipo de compuestos es la posibilidad de dar metabolitos, producto de una biodegradación incompleta del compuesto inicial, que son bien conocidas experimentalmente. Históricamente, el tipo de surfactante utilizado por la industria ha variado según se elaboraban normativas ambientales más estrictas, enfocadas a usar compuestos lo más biodegradables posibles. Ello produce una zonación temporal del tipo de surfactante presente, que puede alcanzar unos 40-50 años. En algunos casos, se ha utilizado este hecho para usar el tipo de surfactante mayoritario como trazador para períodos de tiempo elevados (30-40 años) en el estudio de la evolución de vertidos de plantas depuradoras de aguas urbanas.

SurfactantesEstructuraProducto de biodegradación


10.7.3. Contaminaciones orgánicas relacionadas con vertederos de RSU El vertedero de RSU es una de las actuales técnicas de almacenamiento y control de residuos más extendida a nivel global. Sin embargo, no es una actividad ambientalmente poco impactante y puede constituir una potencial fuente importante de contaminación de las aguas subterráneas. Se calcula que un 28% del total de los residuos sólidos urbanos generados (en adelante RSU) están mal ubicados o mal diseñados. Por ejemplo, cuando se ubican en zonas vulnerables, son una de las causas principales de deterioro de la calidad de las aguas subterráneas. Su peligrosidad en cuanto a las aguas subterráneas radica en la generación de lixiviados efluentes líquidos producto de la descomposición de los materiales almacenados, de su humedad o de su interacción con las aguas de escorrentía. Un promedio de la composición química de un lixiviado de vertedero en España puede resumirse en las Tablas 10.10 y 10.11:

Parámetro Valor (ppm) Parámetro Valor (ppm) Cl 370-630 HCO3 360-900

SO4 480-1750 Na 50-400 K 4-340 Mg 70-220 Ca 80-400 pH 7,0-7,7

Tabla 10.10. Composición química media de un lixiviado de un vertedero de RSU español.


1 2 3 4

Caudal mVh l PH 8,2 6,2 5,7 a 7,6 7,5 Sólidos disueltos mg/L 22000 80000 650 a 7 800 2500

Conductividad a 18ºC 30 20 — 3 Dureza ppm CaCO3 1000 11000 — 1700 C03H ppm 12000 15 000 2000 a 10000 2000 S04 ppm 600 1600 50 a 680 10 Cl ppm 120 2700 700 a 2 200 200 Na ppm — 4000 500 a 1700 100 K ppm — 2600 450 a 1800 10 Ca ppm 60 5600 110 a 2500 400 Mg ppm — 480 90 a 320 150 N total ppm 2800 3500 70 a 1200 — N amoniacal ppm 1700 2500 50 a 750 — Fe total 60 150 15 a 250 — Fe- l a 65 — Mn 0,3 35 — — Ni 0,4 0,3 — Zn — 50 — — Cu- 0,4 0,5 — — Cr total No detect. 5 — PO4 20 2 a 20 — DBO a 5 dfas, ppm 02 4000 150 000 80 a 30000 — DQO (Cr207K2), ppm C)2 12000 130 000 — —

Fenoles 3 Sólidos en suspensión ppm 400 70 Ácidos volátiles 33 000 Número de gérmenes 300 000 NMP/100 ml

(1) Valor promedio del vertedero de basuras de Montjuïc (Barcelona). Datos Ayuntamiento de Barcelona. (2) Valor del vertedero de basuras de Garraf (Vall d'en Joan) (Begues, Barcelona). Datos Ayuntamiento de

Barcelona. (3) Límites extremos de varios vertederos de basuras en la zona de Los Angeles (Boulier y Torres, 1969).

(4) Valor de un vertedero próximo a Los Angeles (Boulier y Torres, 1969).

Tabla 10.11. Algunas composiciones de los líquidos salientes de vertederos de basuras (de Custodio y Llamas, 1983).

Evolución global de un vertedero de Residuos Sólidos Urbanos (RSU). Desde el momento en que se introduce el primer montón de residuos, hasta que el vertedero se convierte en inerte, suele pasar un tiempo que se estima puede superar los 70 años. De este modo, en este período pueden distinguirse 3 grandes fases evolutivas, con la emisión de unos lixiviados y fluidos


característicos, siempre que supongamos un aporte continuo de agua al vertedero. Fase 1) Fase Transitoria (3-5 años): el pH tiene tendencia a ser ácido y existe una elevada producción de volátiles y ácidos grasos que permiten movilizar a los metales. Fase 2) Fase Metanogénica (más de 25 años): el pH tiende a aumentar, disminuye progresivamente la producción de lixiviados y de metales pesados, y se observa una significativa emisión de CO2 y CH4. - Si el medio es aeróbico, se produce la oxidación de la materia orgánica, se forma CO2 que combinado con agua genera ácido carbónico. - Si el medio es anaerobio se favorece la fermentación de la materia orgánica, con desprendimiento de CH4 y H2S, y puede llevar asociada la disolución o precipitación de sulfuro. Fase 3) Fase Post Metanogénica: Se produce una significativa disminución de la actividad química y se incrementan los procesos de reoxigenación. El comportamiento de la parte orgánica del vertedero tiende a comportarse como un suelo húmico (turba). Investigación hidrogeológica de ubicaciones de emplazamientos para depósitos controlados de Residuos Urbanos. En la actualidad, la ubicación de depósitos controlados de residuos precisa del desarrollo de metodologías objetivas de análisis de las posibles afecciones que sobre el medio natural pueden ocasionar la instalación de este tipo de infraestructuras ambientales. Las afecciones sobre las aguas subterráneas representan una parte muy significativa de la problemática ambiental de un depósito de este tipo. Por ello, su análisis debe de realizarse de forma sistemática y rigurosa, de manera que sea posible identificar los riesgos, analizar su alcance y poder en su caso diseñar y construir un sistema de barrera, así como un dispositivo adecuado de prevención, control y contención, en caso de hipotéticas fugas.


Los estudios deben partir de una recopilación bibliográfica de la información hidrogeológica existente, que será utilizada para la caracterización de los diversos emplazamientos. Deben de analizarse y cuantificarse todos aquellos factores hidrogeológicos relacionados con la selección de los emplazamientos, así como los métodos o técnicas que han proporcionado los parámetros que permiten cuantificar los factores anteriores. En ambos casos, los factores y los métodos pueden valorarse con una puntuación o peso. En el primero en base a su idoneidad para el uso que se pretende dar, en el segundo caso se valora la representatividad del método o técnica que se ha utilizado, para obtener la información necesaria que se emplea en la tabla de factores hidrogeológicos. Los pesos otorgados a los distintos factores hidrogeológicos y de representatividad de los métodos de obtención son el producto del consenso de un panel de expertos en hidrogeología, tecnología de residuos y ciencias ambientales. En cada emplazamiento, el conjunto de valoraciones es recogido en un formato de ficha matricial, que posibilita su rápida comprensión, análisis y comparación con el resto. El valor final de cada emplazamiento respecto al resto, será el que determine su jerarquía, de forma que las valoraciones más elevadas corresponderán a las mejores aptitudes, desde el punto de vista de los factores hidrogeológicos, para el uso que se pretende. Del mismo modo, la mayor puntuación de la tabla de representatividad de los datos se obtendrá cuando la calidad y extensión de los mismos permita asegurar una fiabilidad máxima de la valoración obtenida de la tabla de factores, en todo el emplazamiento y en su entorno relacionado. La puntuación final que obtenga cada lugar analizado será la suma de la puntuación de las dos tablas. Se debe considerar que la valoración de la tabla de representatividad es susceptible de mejorarse aplicando nuevos estudios en la zona, cuyos resultados en un emplazamiento pueden o no modificar la valoración de su tabla de factores.


Con la totalidad de lugares analizados se construirá una clasificación en base a su idoneidad, que permita pre-seleccionar aquellos lugares donde es, a priori, más adecuado concentrar esfuerzos e inversiones en una posterior campaña de detalle de investigación hidrogeológica. En este sentido, la Figura 10.23 muestra las 4 grandes posibilidades de valoración que puede obtenerse en el análisis de un posible emplazamiento. Los emplazamientos con una elevada valoración en los factores y en la representatividad de los mismos son los que a priori presentan una mayor aptitud hidrogeológica, y por tanto, mejores expectativas para continuar los estudios de detalle. Por el contrario, aquellos lugares con una baja valoración de factores, asociado a una alta representatividad de los mismos, muestran la peor aptitud hidrogeológica, y por tanto, perspectivas pesimistas en cuanto a las expectativas de futuros estudios de detalle. En una situación intermedia se hallan los dos grupos restantes. Entre éstos, los que mejores expectativas mostrarían serían aquellos en los que se combina una elevada valoración de factores, con una baja representatividad, ya que es posible que una mejora en la representatividad de los métodos a emplear en la caracterización, posibilitaría confirmar los resultados obtenidos en la valoración de factores.


+-

-

Representatividad

Fact

ores

hid

roge

ológ

icos

A PRIORI, EXPECTATIVASPOCO OPTIMISTAS EN EL

ANÁLISIS DE LOS FACTORES

SIN EMBARGO, EL DÈFICIT DE INFORMACIÓN PUEDE

JUSTIFICAR LA AMPLIACIÓNDE ESTUDIOS CON UN RIESGO

ELEVADO DE SER DESFAVORABLES

A PRIORI, EXPECTATIVAS HIDROGEOLÓGICAS

OPTIMISTAS

SIN EMBARGO, SU VALIDACIÓN REQUIERE

DE UNA FUERTE INVERSIÓN EN ESTUDIOS

HIDROGEOLÓGICOS

A PRIORI, EXPECTATIVAS OPTIMISTAS EN AMBOS GRUPOS DE FACTORES

QUE SUGIEREN BUENOS RESULTADOS EN FUTURAS

INVESTIGACIONES DE DETALLE

ALTA FIABILIDAD EN LA REPRESENTATIVIDAD

DE LOS RESULTADOS QUE CONFIRMA LAS

PESIMISTAS EXPECTATIVAS OBTENIDAS

EN EL ANÁLISIS DE LOS FACTORES

Figura 10.23. Clasificación en 4 grupos de los diversos emplazamientos, en función de su

valoración del grado de representatividad y de los factores hidrogeológicos analizados.

Los factores que en todo caso deben de analizarse en un estudio de este tipo son: I) FACTORES HIDROGEOLÓGICOS PRINCIPALES A) Conductividad hidráulica.

A1) Conductividad hidráulica de la zona saturada. A2) Conductividad hidráulica de la zona no saturada.

B) Características del encajante en los medios consolidados

B1) Litología del encajante. B2) Caracterización del medio fracturado. B3) Interacción con fallas regionales.


C) Capacidad de retención y absorción del medio y posibilidad de control hidrogeológico.

C1) Capacidad de retención o retardo de la zona no saturada en materiales no consolidados. C2) Capacidad de absorción de la zona no saturada en materiales no consolidados. C3) Posibilidad de control hidrogeológico de posibles fugas al medio subterráneo en materiales no consolidados. C4) Capacidad de retención o retardo del terreno en materiales consolidados. C5) Espesor del macizo no alterado en materiales consolidados. C6) Posibilidad de control hidrogeológico de posibles fugas al medio subterráneo en materiales consolidados.

D) Características del flujo existente en la zona

D1) Caracterización de la magnitud de flujo subterráneo. D2) Flujo influenciado. D3) Existencia de surgencias naturales.

E) Tipo y distancia mínima del emplazamiento a pozos de abastecimiento, riego o industrial de uso alimentario. F) Posibilidad de afectación de la base del emplazamiento por oscilaciones del nivel freático regional.

F1) Posibilidad de aparición de fenómenos de lavado piezométrico. F2) Área afectada por el lavado piezométrico.

G) Características de calidad hidroquímica del acuífero local. II) Factores hidrogeológicos y geológicos específicos

1. Posibilidad de existencia de un acuífero surgente bajo el emplazamiento. 2. Posibilidad de existencia de un acuífero hidrotermal bajo el emplazamiento. 3. Emplazamiento sobre la zona de recarga de la Unidad Hidrogeológica. 4. Existencia de infraestructuras o instalaciones en uso o abandonadas en el emplazamiento. 5. Riesgo sísmico.


6. Posibilidad de inundación. 7. Existencia de capa superficial, escombreras o diques de materiales porosos o solubles. 8. Existencia de vertederos históricos incontrolados. 9. Subsidencia inducida. 10.Existencia de zonas húmedas catalogadas, zonas naturales protegidas o figuras de protección del medio natural. 11.Inestabilidad de taludes

- Análisis de la representatividad. Para la valoración de la representatividad de la información aplicada en el cálculo de los factores, se parte del método o técnica que se ha utilizado. Como ya se ha comentado anteriormente, en cada emplazamiento la mejor valoración será la que corresponda al método más preciso y a la vez más representativo de las condiciones hidrogeológicas del emplazamiento y su entorno inmediato. En general y para cada factor calculado, puede valorarse su representatividad según cuatro clasificaciones: • Dato no fiable, poco representativo o que no existe información al respecto. • Datos regionales (cartografía 1:25.000, 1:50.000, estudios con datos de

sondeos, inventarios, valores de parámetros a nivel regional). • Datos de detalle (información obtenida de estudios realizados en la zona del

emplazamiento). • Datos obtenidos a partir de informes métodos exhaustivos y especializados

(Figura 10.24).


Figura 10.24. Registro de sondeo realizado a testimonio continuo en un antiguo depósito no controlado de residuos.

El adoptar esta metodología permite también apuntar cual sería la técnica o método a emplear en futuras campañas de investigación si lo que se pretende es aumentar la valoración de la calidad de información asociada al factor, o alcanzar la puntuación máxima posible.

10.7.4 Contaminaciones relacionadas con la industria agroalimentaria. En general, este tipo de contaminación se destaca por su elevada acidez y la elevada DQO que genera. En España, en la mayoría de los casos, la contaminación de este tipo se relaciona con el vertido no controlado del rechazo orgánico de procesos como la generación de vinos y vinagres (Vinazas) o de aceite (Alpechines).


En el caso de las vinazas (López Camacho et al., 1989), además del carácter ácido de los lixiviados, que provocan fenómenos de carstificación o disolución de la matriz carbonatada del acuífero, existen también modificaciones substanciales en los siguientes compuestos: - Potasio, que incrementa significativamente su concentración. - La relación sulfato/ bicarbonatos. En el sentido de una gran disminución en dicho índice, al provocarse la reducción del sulfato y la disolución del bicarbonato. - Nitratos, que disminuyen al provocarse su reducción - Tanino-Ligninas, que se incorporan al agua, como en numerosos procesos agrarios que implican transformación de materia vegetal. - Carbono orgánico, que se incrementa de forma substancial. - Temperatura del agua captada en los pozos, al generarse en medio acuoso reacciones netamente exotérmicas.

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