El desastre ecológico de Aznalcóllar
El desastre ecológico de Aznalcóllar
1 El accidente
El 25 de Abril de 1998 se produce la rotura de la presa de contención de la balsa de decantación de la mina de pirita (FeS2) en Aznalcóllar (Sevilla). Como resultado aparece un importante vertido de agua ácida y de lodos muy tóxicos, conteniendo altas concentraciones de metales pesados, de gravísimas consecuencias para la región.
El yacimiento forma parte de la Faja Pirítica Ibérica. Se encuentra en el SO de España (a unos 30 km al oeste de Sevilla, figura 1), en el macizo de Sierra Morena, en su contacto con los materiales sedimentarios de la Depresión del Guadalquivir. Una composición media representativa es: pirita, 83%; esfalerita, 5,4%; galena, 2,1%; calcopirita, 1,4%; y arsenopirita, 0,9% (Almodovar et al. 1998).
El vertido fue de unos 4,5 Hm3 (3,6 de agua y 0,9 de lodos) y se desbordó sobre las riberas de los ríos Agrio y Guadiamar a lo largo de 40 Km para los lodos y 10 Km más para las aguas, con una anchura media de unos 400 metros. La superficie afectada ha sido de 4.402 hectáreas. Los lodos no llegaron a alcanzar el Parque Nacional del Coto de Doñana, quedando retenidos en sus estribaciones, dentro del Preparque, pero las aguas sí invadieron la región externa del Parque Nacional y desembocaron en el Guadalquivir en el área del Coto de Doñana, y alcanzaron finalmente, ya poco contaminadas, el Oceano Atlántico, en Sanlucar de Barrameda (mapa).
La Junta de Andalucía, a través de la Consejería de Medio Ambiente, ha proporcionado una interesante colección de fotografías aéreas de la zona afectada (http://www.cma.junta-andalucia.es/guadiamar/accidente_aznalcollar/aznalcollar_1.html), algunas de ellas (con algunas modificaciones) se exponen a continuación (la segunda foto de las imágenes anteriores también es propiedad de la Junta de Andalucia) .
Por su extremada acidez las aguas llevaban disueltos numerosos metales pesados en cantidades considerables, alcanzando una altura considerable.
Por su parte los lodos están constituidos por una concentración de estériles de la explotación, conteniendo gran cantidad de metales.
La superficie de los suelos ha quedado recubierta por un espesor de lodos variable. Dependiendo de la topografía del terreno, se encuentran espesores que van desde 1,5 metros en las depresiones de la zona alta de la cuenca hasta espesores mínimos (apenas 1mm) en las zonas limítrofes de la riada. El espesor de 8 cm puede considerarse como el más representativo.
Los vertidos tóxicos de Aznalcóllar han arrasado cosechas, fauna, flora y suelos. Las pérdidas agrícolas se sitúan del orden de los 1.800 millones de pesetas.
Las explotaciones afectadas han sido fundamentalmente de: 1225 Ha Eucaliptos, 1193 Ha Cereal y oleaginosas, 985 Ha Pastizales, 542 Ha Arrozales, 485 Ha Zonas palustres inundadas, 304 Ha Frutales y olivares, 220 Ha Algodón, 78 Ha Vegetación de ribera, 77 Ha Graveras, 52 Ha Dehesa clara y 43 Ha Cultivos hortícolas. Como era de esperar la vida en el río quedó muy gravemente afectada, así se han llegado a recoger 29680 kg peces muertos y 218 kg cangrejos (asfixiados por la gran cantidad de partículas en suspensión de las aguas y como resultado de la extrema acidez).
2. Los contaminantes
Para evaluar la contaminación de los suelos se tomaron muestras de aguas, lodos, suelos contaminados y suelos no afectados, diez días después de producirse el accidente.
Se seleccionaron una serie de puntos muestrales en un transecto longitudinal de la cuenca, de arriba a abajo: Mina (M), Soberbina (S), Doblas (D), Pilas-Aznalcazar (PA), Quema (Q), Puente de Don Simón (PDS), Pescante (P) y Los Pobres (LP), ver figura 1.
En todas las muestra se analizaron, mediante ICP-Masas, 25 metales pesados y elementos asociados: Au, As, Ba, Be, Bi, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, In, Mn, Mo, Ni, Pb, Sb, Sc, Se, Sn, Th, Tl, U, V, Y, Zn.
El resto de las determinaciones de suelos (granulometría, pH, etc) se realizaron de acuerdo con las normas internacionales de ISSS-ISRIC-FAO(1994).
Características de las aguas
En la tabla 1 se reproduce los contenidos medios de los metales pesados y elementos asociados más abundantes. En dicha tabla destaca el Zn como principal elemento contaminante (73 mg/L). En cantidades mucho menores, alrededor de 1 mg/L, se encuentra el Pb, Co, Ni y Cd. Es de destacar la escasa representación de As y Hg en estas aguas (2,79 y 0,17 microgramos por decímetro cúbico).
Si comparamos estas concentraciones con los valores máximos permitidos para poder utilizar un agua para riego (según Crook y Bastian, 1992) se comprueba que se superan los niveles para el Co (129 veces), Cd (en 69 veces) y Cu (en un 50%).
En la figura 2 se muestran los valores de pH, Eh y CE. Las aguas estancadas (M y S) destacan por su extrema acidez y altos valores de potencial de oxidación/reducción y de conductividad eléctrica. Las partículas de sulfuros arrastradas con las aguas se oxidan a sulfatos solubles, por lo que el contenido en sales solubles se incrementa notablemente, a la vez que el pH baja drásticamente. Las partículas de sulfuros que daban un color verdeazulado a las aguas, pasan al oxidarse a colores rojizos.
En las aguas que fluyen por el cauce (PA y Q) se invierten estos valores. El potencial redox no es lo suficientemente alto como para oxidar a los sulfuros, que son estables y el pH se mantiene alto.
En la parte baja de la cuenca, se ha muestreado el agua en la zona de las marismas, en el Lucio del Cangrejo (LC). Esta aguas presentan un comportamiento diferente para la conductividad eléctrica que ahora se empareja con el pH en vez de con el Eh. Esto se debe a un cambio en el tipo de sales ya que en esta zona empiezan a ser abundantes las normales de las marismas, los cloruros (figura 3), mientras que en las zonas afectadas predominan los sulfatos debidos a la contaminación.
Características de los lodos
Los valores medios de los principales metales pesados de los lodos se resumen en la tabla 2. Las concentraciones son mucho más elevadas que las correspondientes a las aguas. Los elementos predominantes son Pb, Zn, As, Cu, Mn, Sb y Ba. En cantidades no tan importantes se encuentran Tl, Cr, Co, Cd y Ni. Menores proporciones las presentan Mo, Hg y Sn.
Comparando estas concentraciones con los niveles máximos permitidos para poder usar lodos en agricultura (según la legislación española, BOE 1/10/90) sólo se rebasan los umbrales para el Pb, Zn y Cu.
Si comparamos la composición elemental del agua en relación a los lodos, se obtienen resultados variables en función del elemento. Los más solubles son Zn y Cd, cuyas concentraciones en las aguas oscilan sobre el 1% de sus concentraciones respectivas en el lodo. Por el contrario, los más insolubles son el As, Cu y Pb, cuyas concentraciones en las aguas no superan el 0.03 % de sus concentraciones en el lodo.
En cuanto a los valores de pH y Eh de los lodos vertidos (tabla 3), destaca su acidez y, en general, muestran un comportamiento similar al de las aguas: a bajos valores de pH le corresponden altos de Eh y viceversa. Los sulfuros se oxidan a sulfatos (baja el pH) y aumenta la solubilidad de las sales.
Presentan un granulometría bastante homométrica, con unos contenidos de limos que alcanzan el 83% (correspondiéndole al limo fino hasta un 73%), muy porosos y con una elevadísima capacidad de retención de agua. Su textura tiende a hacerse más fina conforme el depósito se aleja del área fuente.
3 Características de los suelos
Los suelos afectados son Fluvisoles típicos (M, S, D y Q), Fluvisoles vérticos (P) y Regosoles típicos (PA).
La mayoría de los suelos contaminados parecen presentar características favorables para neutralizar el impacto, destacando tres propiedades decisivas: pH básico, presencia de carbonatos y abundantes óxidos férricos (tabla 4).
Otras características presentan valores muy variables como son la textura que va desde arcillosa (PA) hasta franco arenosa (S); estructura desde masiva (Q) hasta de bloques angulares (PA y P); contenido en gravas (de 0-43%); materia orgánica (0,8-2,9).
En la tabla 5 resumimos las concentraciones de metales pesados en los suelos no afectados por la riada.
4. Contaminación de los suelos
En la tabla 6 resumimos las concentraciones de metales pesados en los suelos contaminados.
Al comparar los contenidos de los suelos contaminados con los de los suelos no afectados y con los de los lodos (tabla 7), podemos diferenciar tres tipos de comportamientos.
Grupo I Elementos contaminantes. Son los elementos que llegan con los lodos en altas concentraciones y al comparar sus contenidos en los suelos contaminados con respecto a los suelos inalterados se observa que se han concentrado, son: As, Cu, Zn, Pb, Sb, Bi, Tl y Cd.
Grupo III Elementos no contaminantes. Finalmente para otros metales su concentración en el vertido era similar o inferior a la que presentaban en los suelos inalterados, y sus concentraciones apenas se han modificado en los suelos contaminados, son: Mn, Cr, Y, Th, Sc, Ni, V y U.
Dentro del grupo I, las contaminaciones más intensas han sido debidas al Sb, Pb, As, Bi y Cu, pero por su toxicidad destacan: Cu, Cd, Pb, As y Zn.
La concentración media en los suelos de todos los elementos considerados como contaminantes supera claramente los valores de referencia de los suelos no contaminados; no obstante, no todos ellos alcanzan niveles peligrosos o de intervención.
El As (valor medio = 127 mg kg-1) supera ampliamente el nivel de 20 mg kg-1 que es el de intervención en suelos agrícolas de Alemania (Kloke, 1980) y en Canadá (Sheppard et al., 1992) y también supera el de intervención en Bélgica (45 mg kg-1; Stringer, 1990), en Holanda (50 mg kg-1; NMHPPE, 1991) y el de toxicidad establecido por Kabata Pendias y Pendias (1992). De las trece muestras de suelos contaminados analizadas sólo en dos ocasiones (D y P) se alcanzan los niveles de intensa contaminación (figura 4). No obstante, todos los suelos superan o se aproximan al nivel de referencia, incluso cuando se trata de suelos no afectados por el actual vertido, lo que parece indicar la presencia de una amplia contaminación de la zona como resultado de la continua actividad minera a que ha estado sometida la región, hecho que ya ha sido considerado por Arambarri et al (1984).
El Zn (valor medio = 747,9 mg kg-1) rebasa el nivel de 600 mg kg-1, que es el de intervención para suelos agrícolas en Bélgica (Prost, 1997) y Canadá (Sheppard et al., 1992). La mitad de los suelos entran dentro de los límites establecidos para los suelos fuertemente contaminados (D, PA y P) y sólo dos de ellos (M y S) se pueden considerar libres de contaminación (figura 5).
Los contenidos medios en Cd (2,2 mg kg-1) superan ligeramente el nivel de intervención para suelos agrícolas en Bélgica de 2 mg kg-1; Adriano et al. 1997 (seis de los trece horizontes analizados se encuentran moderadamente contaminados; ver figura 6) pero no rebasan en ningún caso el nivel de intervención fijado en Holanda (12 mg kg-1; NMHPPE, 1991).
El valor medio para Cu (132,8 mg kg-1) es algo mayor que el valor de referencia de Francia (100 mg kg-1 según AFNOR, 1985) y de Alemania (100 mg kg-1 según Barth y Hermite, 1987) pero no se supera el valor de intervención fijado en Holanda (190 mg kg-1; NMHPPE, 1991) que es el mismo del ecotoxicológico de Van der Berg (1993. En sólo una ocasión se puede hablar de suelo fuertemente contaminado (figura 7), ampliándose a cinco el número de horizontes moderadamente contaminados.
En el caso del Pb, su valor medio (370,4 mg kg-1) rebasa el nivel de intervención para los suelos agrícolas belgas (300 mg kg-1, según Adriano et al. 1997), pero no supera el umbral para la intervención en Canadá (375 mg kg-1; Sheppard et al. 1992) ni el de Holanda (530 mg kg-1; NMHPPE, 1991). Sólo dos suelos (D y P) pueden considerarse como gravemente afectados (figura 8).
De cualquier forma, estos metales podrían alcanzar valores mucho más altos en un futuro muy próximo, ya que cabe esperar que conforme se produzca la oxidación de los lodos, parte de metales contenidos en ellos pasen al estado soluble y sean arrastrados al interior del suelo.
En definitiva, teniendo en cuenta la concentración en los suelos contaminados frente a los no contaminados y la peligrosidad de los contaminantes, en este vertido se ha producido una contaminación, fundamentalmente de seis metales pesados y elementos asociados: As, Zn, Pb, Cu, Cd y Tl.
5. Las características de los suelos y el impacto de la contaminación
La contaminación de los suelos ha resultado ser muy diferente dependiendo, por un lado, de sus características físicas que han regulado la entrada de las aguas y los lodos y, por otro lado, de las propiedades químicas que han influido en la fijación y evolución de los elementos contaminantes de los suelos.
El agua y el aire representan receptores que carecen de respuestas frente a las contaminaciones, mientras que el suelo constituye un barrera que filtra, retiene, transforma y degrada las contaminaciones. Pero el poder de autodepuración de los suelos no es infinito y además este poder de autorecuperación es muy variable dependiendo de las propiedades de los suelos. Los tipos de suelos existentes en la región contaminada constituye una pieza clave para la recuperación de la zona. Por ello el estudio de los suelos es fundamental para cualquier proyecto de planificación de descontaminación.
Las propiedades que condicionan la vulnerabilidad de los suelos frente a la contaminación son, principalmente:
textura, permeabilidad, porosidad, dinámica del agua, pH, capacidad de cambio iónico, redox, CO3, sales, mineralogía de arcillas, materia orgánica, microorganismos y nutrientes.
En el caso que nos ocupa, contaminación por metales pesados por aguas y lodos ácidos, los suelos que presentan una mayor capacidad de retener a los metales pesados y evitar la contaminación de las aguas serán aquellos que presenten:
Textura arcillosa. Muy adecuada desde el punto de vista químico (alta capacidad de fijación de metales). Desde el punto de vista físico los suelos presentan también características favorables (impermeables, sobre todo sin son pobres en materia orgánica), pero si son muy arcillosos tendrán abundantes y anchas grietas en los periodos secos por los que puede penetrar ampliamente la contaminación. La arcilla tiende a adsorber a los metales pesados, que quedan retenidos en sus posiciones de cambio. Por el contrario los suelos arenosos carecen de capacidad de fijación para los metales pesados, los cuales pueden pasar rapidamente al subsuelo y pueden contaminar los niveles freáticos.
Mal drenaje. Suelos impermeables. Para evitar que los contaminantes puedan atravesar rápidamente el suelo.
Alta capacidad de retención de agua.
Escasez de macroporos y abundancia de microporos (el agua circula muy lentamente y queda fuertemente retenida).
pH básico. El pH, es un parámetro muy importante para definir la movilidad del catión. La mayoría de los metales pesados, en general, se encuentran disueltos a pH extremadamentes ácidos (móviles), mientras que a pH neutros y básicos tienden a precipitar (inmóviles), a pH muy básicos pueden volver a movilizarse bajo la forma de aniones solubles o formando hidroxicomplejos (Se, V, As, Cr).
Alta capacidad de cambio iónico. Representa la cantidad total de cargas que tiene el complejo adsorbente del suelo (fundamentalmente debidas a la materia orgánica y a la arcilla). Cuanto más alta sea más capacidad de fijar contaminantes tendrá el suelo.
Bajos valores de Eh. Junto con el pH, el potencial redox es un parámetro decisivo. Los valores bajos de potencial de oxidación/reducción dan formas reducidas que suelen ser solubles. Las formas oxidadas tienen fuerte tendencia a precipitar. Además de influir en el estado del ión metálico, las condiciones redox pueden afectar también de una manera indirecta la movilidad de metales. Muchos metales están asociados o adsorbidos a hidróxidos de Fe y Mn, estos no son estables a Eh bajos y se convierten en FeS o FeCO3 dependiendo de las condiciones químicas, cuando esto ocurra los metales asociados con hidróxidos de Fe y Mn se movilizan. También el Fe se puede combinar con el S= hasta convertirse en pirita. Cuando los suelos y sedimentos contienen cantidades significantes de pirita y aumenta el Eh (creación de condiciones mas oxidantes) el S= se oxida a SO4= liberando cantidades de H2SO4 y los metales se hacen muy solubles.
Carbonatos. Los carbonatos del suelo condicionan suelos básicos, neutralizan los vertidos ácidos y tienen capacidad de fijar metales pesados.
La presencia de sales en el suelo, en principio, es favorable pues es indicadora de medios con escaso lavado y casi siempre con pH básico. Pero el aumento de la salinidad puede incrementar la movilización de metales pesados por dos mecanismos. Primeramente los cationes asociados con las sales (Na, K) pueden reemplazar a metales pesados en lugares de adsorción. En segundo lugar los aniones cloruro pueden formar complejos solubles estables con metales pesados tales como Cd, Zn y Hg.
Los minerales de la arcilla de tipo 2:1, como las esmectitas y vermiculitas, tienen una alta capacidad de fijación cationes.
La materia orgánica tiene una capacidad de fijación de iones aún mas alta que la de las arcillas, quedando los metales pesados en posición no disponible para los plantas. Por otra parte la materia orgánica reacciona con los metales formando complejos de cambio y quelatos. Los metales una vez que forman quelatos o complejos pueden migran con mayor facilidad a lo largo del perfil.
Microorganismos, muy importantes para la degradación de los contaminantes orgánicos y para la humificación de la materia orgánica, pero sin efectos importantes que actúen directamente sobre los cationes metálicos.
Nutrientes. Necesarios para el desarrollo de la actividad biótica de los suelos.
La mayoría de los suelos contaminados de la región de Doñana parecen presentar características muy favorables.
En general se ha comprobado que el suelo ha actuado como barrera frenando la contaminación. Las aguas ácidas han sido neutralizadas en la superficie del suelo por los carbonatos presentes en la mayoría de ellos.
Lógicamente al subir el pH de las aguas se ha producido la precipitación de la mayoría de los metales pesados y deben haber quedado retenidos en el horizonte superficial del suelo (un problema grave lo representa el arsénico). Las pruebas que tenemos indican que, en la mayoría de las situaciones, el agua ácida no ha atravesado el suelo y por tanto la acidez y su carga de metales tóxicos no ha alcanzado los acuíferos (por supuesto, los lodos tampoco).
De las medidas de la contaminación de los suelos (tabla 6) destaca los altos valores que corresponden a la desviación estándar, hecho indicativo de la gran heterogeneidad de la contaminación que han sufrido los suelos. Esta diversidad es consecuencia de la variabilidad de las propiedades físicas y químicas de los suelos de la zona.
La entrada de lodos ha sido muy desigual dependiendo fundamentalmente de la estructura del suelo, la cual esta condicionada por la textura. En los arenosos, con bajo grado de desarrollo, la capa de lodos presenta un contacto neto con el suelo subyacente (Quema), con una entrada pequeña. Los muy arcillosos, muy estructurados, presentaba amplias grietas por las que los lodos entraron fácilmente alcanzando a los horizontes subsuperficiales (Pescante).
6. Vías de contaminación
FASES DE CONTAMINACIÓN
La contaminación soportada por los suelos se puede considerar desarrollada en dos fases.
I. Contaminación inicial. Se produce inmediatamente a la llegada de las aguas y los lodos tóxicos. Cuando llega el vertido los suelos estaban secos, encontrándose agrieteados. Las aguas se infiltran masivamente a través de los suelos, mientras que los lodos quedan fundamentalmente sobre la superficie de los suelos, recubriéndolos, y sólo una pequeña parte de ellos se introduce en el suelo a través de la macroporosidad.
Es importante separar la parte de la contaminación debida al agua de la originada por los lodos, ya que en el primer caso se trata de contaminantes solubles que han impregnado masivamente los suelos (contaminación uniforme, contaminantes muy móviles, potencialmente tóxicos, bioasimilables) mientras que el segundo caso los metales se encuentran en fase insoluble y se han introducido con carácter puntual, localizados en los macroporos del suelo (desigualmente repartidos, inmóviles, no actualmente tóxicos y no bioasimilables).
La contaminación atribuible a los lodos la podemos obtener a partir de la concentración del Bi en los suelos contaminados, ya que este metal no estaba presente en las aguas tóxicas. La cantidad de lodo que ha penetrado en cada suelo (Z) se puede calcular por la ecuación:
Z ( g kg-1) = (SCBi - SNCBi) 103 / LBi (1)
donde LBi es la concentración en Bi del lodo, SCBi y SNCBi la concentración de Bi en los suelos contaminados y no contaminados, todos ellos expresados en mg kg-1.
La ecuación (1) presupone que en cada zona la concentración de Bi del suelo no contaminado fue la misma que la que había en suelo contaminado antes de que llegara el vertido, lo cual puede introducir algún error. De cualquier forma, los resultados mostrados en la tabla 8 indican que la penetración de los lodos en los suelos fue muy irregular, variando considerablemente de un sector a otro de acuerdo con las características de los suelos, especialmente la estructura. En general, la penetración de los lodos disminuyen con la profundidad del suelo, con el tamaño creciente de la estructura y conforme su grado de desarrollo disminuye. La única excepción es el sector del Puente de las Doblas (D), donde el suelo tiene un alto contenido en gravas que aumentan con la profundidad (tabla 1), facilitando la entrada de los lodos. De todos los suelos la máxima contaminación se produce en Pescante, con un 1364% con respecto al suelo no contaminado: Este elevado valor es el resultado del cultivo de algodón, con un intenso arado que intensifica las grietas ya de por sí numerorosas en este suelo de fuerte estructura. En dos sectores la contaminación es del orden del 135% (M y Q) mientras que los valores menores de contaminación se presentan en los suelos carentes de estructura (SO y A).
Conociendo la cantidad de lodo que entró en el suelo (Z, en g kg-1) y la concentración de cada metal pesado en el lodo (Li, en mg kg-1 ), se puede calcular la cantidad de cada elemento (Si) que entro con el lodo (Ecuación 2).
Si (mg kg-1) = Z Li 10-3 (2)
La contaminación debida al agua (Ai ) puede calcularse por diferencia entre la contaminación total y la atribuida al lodo., según la siguiente ecuación.
Ai (mg kg-1) = (SCi - SNCi) - Si (3)
donde (SCi - SNCi, en mg kg-1) es la contaminación en el suelo de cada elemento "i".
Los resultados se reproducen en la tabla 9 e indican que el rango de contaminación para cada metal pesado es muy amplio, así como el porcentaje que entró con el lodo. En el caso del Cu, Zn y Cd sólo del orden de un 20% entro en forma sólida y por tanto un 80% llegó en fase soluble con el agua. Por el contrario, As y Sb entraron fundamentalmente con los lodos (alrededor de un 95%) y sólo una escasa parte llegó con el agua (5%). Por ora parte, PB y Tl presentan un comportamiento intermedio, aunque con claro predominio de la fase sólida en ambos casos. Como era de esperar, la contaminación es menor en el horizonte subsuperficial y también disminuye su porcentaje de fase sólida.
Si se piensa que la contaminación debida al agua es simplemente por el agua de infiltración que ha sido retenida en los poros y al evaporarse ha acumulado en el suelo los metales que llevaba disueltos, al calcular las cantidades de contaminación debidas al agua salen unos valores muy altos en la siguiente figura se reproducen los valores correspondientes al Cd.
Mediante la membrana de Richards se ha calculado la capacidad de retención de estos suelos y conociendo la concentración de los distintos metales pesados que llevaba disueltos se ha calculado la cantidad de contaminación correspondiente. Las cantidades resultantes han sido muy inferiores a las calculadas para la contaminación debida al agua. Dado que en el momento se que tomaron las muestras sólo había pasado unos pocos días desde el vertido y durante ese periodo no se habían producido ningunas lluvias sobre la zona, ese exceso de contaminación (que no era debida al agua retenida) sólo puede ser atribuida al agua gravitacional. El agua que pasó a través del suelo perdió parte de sus contaminantes, los cuales quedaron retenidos en el suelo. LOS SUELOS HAN FUNCIONADO COMO AUTODEPURADORES DEL MEDIO AMBIENTE, evitando que parte de los metales alcanzaran el subsuelo y los niveles freáticos de la región.
6. Vías de contaminación
II. Contaminación secundaria. Es el resultado de la evolución de los lodos al ir transcurriendo el tiempo.
Los lodos, al depositarse sobre la superficie de los suelos, se encontraban saturados en agua por lo que reinaban condiciones reductoras y las partículas de sulfuros eran estables.
Su textura limosa (tabla 3) y su alta porosidad les confiere una gran capacidad de retención de agua. En los primeros momentos se produce un proceso de desecación, lo que conduce a la oxidación de parte de los sulfuros que pasan a fase soluble bajo la forma de sulfatos y liberándose los metales pesados asociados.
Esto se refleja en los intensos incrementos en sulfatos en la fracción soluble de los lodos entre el 4 de mayo y el 20 de mayo.
Como resultado el pH desciende bruscamente y aumenta la inestabilidad mineral.
Y se produce un fuerte incremento de los metales y elementos asociados en la concentración del extracto de los lodos. A continuación se reproducen los resultados del Zn.
Al proseguir la desecación de los lodos las sales disueltas se concentran y precipitan formando eflorescencias blancas en la superficie de la capa de lodos y en las grietas de los suelos.
Están constituidas por sulfatos complejos de Mg, Zn, Fe, Pb, Cu y Al (bianchita, beaverita, hexahidrita, principalmente).
Con la llegada de las primeras lluvias estas sales se disuelven y junto a las sales solubles retenidas en los microporos de los lodos se movilizan y se infiltran en los suelos aumentando las concentraciones de metales pesados.
En la siguiente figura se muestra la distribución de los contenidos de los seis elementos contaminantes de los suelos, a fechas de 4 de mayo, 20 de mayo, y 4 de junio. en función de sus diferentes orígenes. En ella se pone de manifiesto el importante papel contaminante de la oxidación secundaria (20 de mayo, y 4 de junio).
La contaminación en los suelos debida a la oxidación secundaria es intensa en el primer periodo (del 4 de Mayo al 4 de Junio, con importantes lluvias en la zona) y después (hasta el 22 de Julio) apenas parece actuar (durante ese periodo no se producen precipitaciones y por tanto no se producen infiltraciones importantes desde los lodos a los suelos). La contaminación secundaria por oxidación es la responsable de que se rebasen, para casi todos los contaminantes (a excepción de Cd) los preocupantes niveles de intervención en muchos de los suelos.
5. Recuperación de la zona
En las páginas anteriores se ha puesto de manifiesto que los suelos de la zona han quedado con una contaminación moderada a alta (a fecha de muestreo 4/5/98).
Habrá pues que hacer un seguimiento periódico de la contaminación y realizar determinaciones con diversos agentes extractantes para analizar la especiación de los metales pesados, para así poder evaluar su grado de peligrosidad y su posible comportamiento en los suelos.
Una vez retirados los lodos, es perentorio realizar unos análisis para evaluar cómo han quedado los suelos. Para ello se ha realizado un intenso muestreo de la zona con una malla aleatoria de 100 puntos muestrales. En cada punto se han tomado tres muestras a distintas profundidades: 0-10, 10-30 y 30-50cm.
Los resultados que se están obteniendo recomiendan realizar las siguientes acciones:
Diluir la contaminación superficial llevando a cabo un arado profundo para mezclar la capa superficial, la más contaminada, con los niveles subsuperficiales, lógicamente, menos contaminados. Operación válida sólo para los suelos poco contaminados.
Realizar una segunda limpieza en los suelos que han quedado con lodos en el horizonte superficial.
Neutralizar urgentemente la grave acidez que se ha producido en los suelos que no contenían carbonatos. Para ello se propone una extensa enmienda caliza.
Añadir materiales con capacidad de fijación de metales pesados, como compuestos de Fe, arcillas, abonado orgánico, etc.
Sembrar plantas que vayan absorbiendo los metales, recolectar y almacenar periódicamente las plantas y dejar la zona protegida frente a una no deseable utilización agrícola.