CONTAMINACIÓN DE LOS SUELOS POR LA ROTURA DE LA PRESA MINERA DE AZNALCÓLLAR (SEVILLA)
Aguilar Ruiz, J.; Dorronsoro Fernández, C.; Fernández
Ondoño, E.; Fernández García, J.; García Fernández,
I.; Martín Peinado, F.; Ortiz Bernad, I.; Simón Torres, M.
Departamento de Edafología y Química Agrícola de la Universidad
de Granada (España). Campus Fuentenueva. Facultad de Ciencias. 18002.
Granada. e-mail: pedology@goliat.ugr.es
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 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.
La riada alcanzó en algunos puntos hasta 3 metros de altura. El espesor
de la capa de los lodos depositados sobre la superficie del suelo fue muy variable,
desde unos valores máximos de 150 cm hasta apenas unos milímetros.
Se seleccionaron seis puntos muestrales en un transecto longitudinal de la cuenca,
de arriba a abajo: Mina (M), Soberbina (S), Doblas (D), Pilas-Aznalcazar (PA),
Quema (Q) y Pescante (P).
En cada punto se tomaron muestras de aguas, lodos, suelos contaminados y suelos
no afectados, diez días después de producirse el accidente.
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 se realizaron de acuerdo con las normas
internacionales de ISSS-ISRIC-FAO(1994).
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.
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.
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.
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 y Ba. En cantidades no tan importantes se encuentran
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.
En la superficie de los lodos aparecen abundantes eflorescencias salinas, de
color blanco, constituidas por sulfatos complejos de Mg, Zn, Fe, Pb, Cu y Al
(bianchita, beaverita, hexahidrita, principalmente).
Presentan un granulometría bastante homométrica, con unos contenidos
de limos que alcanzan el 83% (correspondiéndole al limo fino hasta un
73%). Su textura tiende a hacerse más fina conforme el depósito
se aleja del área fuente.
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 las tablas 5 y 6
resumimos las concentraciones de metales pesados en los suelos contaminados
y en los no afectados por la riada. Si comparamos estos contenidos con los de
los lodos 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 II Elementos no contaminantes. Existe otro grupo de metales que a pesar
de encontrarse en el vertido en cantidades mayores a las de los suelos no contaminados,
no se han concentrado en los suelos, es el caso del Ba, Co, Mo, Sn, In y Hg.
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 por tanto 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 contaminación de los suelos ha resultado ser muy diferente dependiendo,
por un lado, de sus características físicas que han regulado la
entrada de 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.
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 más o menos 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.
Gran parte del contenido de estos metales, se encontraba en forma insoluble
en los suelos, lo que disminuye su toxicidad. Así las fase soluble del
Pb, Zn y Cu alrededor del 1% y el Cd es del orden del 2% y el Tl sobre el 3%.
El As es el más insoluble, representando su fase soluble solo el 0,2%.
Como consecuencia del vertido, los suelos de la zona han quedado, en un principio,
moderadamente contaminados. Las cantidades totales no son muy elevadas y además
se encuentran muy inmovilizados (las medidas en la fracción soluble del
suelo dan valores extremadamente bajos comparados con los totales).
La contaminación inicial se produjo tanto por la entrada de lodo en el
suelo como por la infiltración de agua tóxica. La infiltración
de lodo fue muy irregular y, en general, poco profunda. Zn y Cd son los elementos
más solubles y, por tanto, los que en mayor proporción entraron
disueltos en las aguas.
La concentración media en el suelo de todos los elementos considerados
como contaminantes (As, Zn, Cu, Pb, Cd y Tl) supera los valores de referencia
de los suelos no contaminados, pero únicamente Zn y, especialmente, As
llegan a superar los niveles de intervención o peligrosos.
De los resultados obtenidos se puede deducir que los suelos han actuado, en
un primer momento, como una barrera eficaz para bloquear la acción nociva
de los vertidos. Las aguas ácidas han sido neutralizadas en la superficie
del suelo por los carbonatos presentes en él. Al penetrar en el suelo,
se ha elevado el pH de las aguas y se ha producido la precipitación de
la mayoría de los metales pesados, quedando acumulados en el horizonte
superficial del suelo. También se deduce 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.
Existe un riesgo muy elevado de que la carga metálica de los suelos supere
muy considerablemente las previsiones obtenidas en los primeros momentos. Por
lo que la retirada de los lodos se presenta como una acción muy urgente
que, en caso de no llevarse a cabo antes de las primeras lluvias, el suelo previsiblemente
se contaminaría a niveles muy graves.
Adriano D.C.; Chlopecka A; Kaplan D.L.; Clijsters H; Vangronsveld J. 1997. Soil
contamination and remediation: philosophy, science and technology. En: Prost
(ed). Contaminated Soils. Ed. INRA, Paris
AFNOR 1985. Qualité des sols. Recueil de normes françaises. Paris-La
Défense. Paris. En: Baize D. (1997). Teneur totales en elements traces
metalliques dnas les sols (France). INRA editions. Paris. Francia.
Almodovar, G.R.; Saez, R.; Pons, J.M. y Maestre, A. 1998. Geology and genesis
of the Aznalcóllar massive sulphide depots, Iberian Pyrite Belt, Spain.
Mineralium Deposita. 33:111- 136.
Arambarri, P.; Cabrera, F. y Toca, C. 1984. Estudio de la contaminación
del río Guadiamar y su zona de influencia (Marismas del Guadalquivir
y Coto de Doñana) por residuos de industrias mineras y agrícolas.
Ed. CSIC. Madrid. España.
Barth H y L´Hermite P (Ed.). 1987. Scientific Basis for Soil Protection
in the European Community. Comission of the European Communities. Elsevier Applied
Science. Londres.
Crook, J. y Bastian, R.K. 1992. Guidelines for water reuse. US EPA. Washington
D.C. USA.
FAO - UNESCO. 1990. Leyenda revisada del Mapa Mundial de Suelos. Informes sobre
Recursos Mundiales de Suelos. Roma. Italia.
ICRCL. 1987. Interdepartmental Comitte on the Redevelopment of Contaminated
Land. Guidance on the assessment and redevelopment of contaminated land. Guidance
Note 59/83. Department of the Enviroment. London
ISSS-ISRIC-FAO. 1994. World Reference Base for Soil Resources. Draft. Wageningen/Rome.
Kabata Pendias, A y Pendias, H. 1992. Trace Elements in Soils and Plants. 2nd.
Ed. CRC Press, Boca Raton. FLa.
Kloke A. 1980. Mitteilungen des Verbandes Deutscher Landwirtschaflicher Untersuchungs
und Forschungsanstalten. VDLUFA. Heft 1-3.
NMHPPE. 1991. Netherlands Ministry of Housing, Physical Planning and Enviroment.
Leidschendam, Netherlands.
Prost, R. 1997. Contaminated Soils. 3rd International Conference on the Biogeochemistry
of Trace Elements. Ed. INRA Editions. Paris.
Sheppar, S.C.; Gaudet, C.; Sheppar, P.I.; Cureton, P.M. y Wong, M.P. 1992. “The
development of assessment and remediation guidelines for contaminated soils-
a review of the science”. Can. J. Soil Sci. 72:359-394.
Stringer, D.A. 1990. “Hazard assessment of chemical contaminants in soil”.
ECETOC Technical. Rep. No. 40. Aneme Louise 250. Bruselas. Bélgica.
Van Den Berg, R., Dennenman C.A.J. and Roels J.M.. 1993. “Risk assessment
of contaminated soil: Proposal for adjusted, toxicologically based Dutch soil
cleanup criteria”. En: Contaminated Soil ‘93, 349-364. Fourth Int.
KfK/TNO Conference on Contaminated Soil. F. Arendt, G.J. Annokkée, R.
Bosman & W.J. van den Brink (eds). Kluwer Academic Publishers.