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

 

 

INTRODUCCIÓN

MATERIAL Y MÉTODOS

RESULTADOS

Características de las aguas

Características de los lodos

Características de los suelos

Contaminación de los suelos

CONCLUSIONES

REFERENCIAS

 

 

INTRODUCCIÓN


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.

 

MATERIAL Y MÉTODOS


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).

 

RESULTADOS


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.


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.


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 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.



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).


Contaminación de los suelos


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%.


CONCLUSIONES


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.

 

REFERENCIAS


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
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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.
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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.