10.13. MÉTODOS DE DETECCIÓN PRECOZ Y DE CONTROL DE ... · MÉTODOS DE DETECCIÓN PRECOZ Y DE CONTROL DE CONTAMINACIONES EN LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS 10.13.1. Introducción La detección,

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10.13. MÉTODOS DE DETECCIÓN PRECOZ Y DE CONTROL DE CONTAMINACIONES EN LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS 10.13.1. Introducción La detección, como método preventivo de lucha contra la contaminación incipiente y el seguimiento de las mismas una vez ésta se ha producido son uno de los retos principales que actualmente tiene la hidrología subterránea. La principal dificultad es que el agua subterránea no es, en la mayoría de los casos, fácilmente muestreable y generalmente, las muestras se obtienen a partir de un número limitado de pozos de muestreo, que en muchos casos no se hayan en lugar adecuado. Toda herramienta de este tipo pasa necesariamente en hidrogeología, por el establecimiento de redes de monitoreo del acuífero, con diversos diseños según sea el objetivo que se persigue. De este modo, una red de control de la intrusión marina de un acuífero costero no tiene que tener las mismas características de la red que debe de evaluar la eficiencia de una descontaminación; por ejemplo, de un hidrocarburo. Con todo, el diseño y disposición en el espacio de una red de control no abarca, por si solo la totalidad del proyecto, debiendo de tenerse en cuenta en el mismo otros aspectos, igual de importantes, como el tipo de análisis a realizar, los parámetros a medir, el plan de mantenimiento del sistema de detección, el protocolo de interpretación de los resultados obtenidos, etc. La Figura 10.29 describe el proceso metodológico de dicha construcción.


Plan de actuación (muestreo alternativo)frente a emergencias

Acceso al medioAcuífero

(Puntos de control)

Protocolo del sistemade muestreo y análisis de los

resultados

Plan de mantenimiento delsistema de control

ObjetivoDiseño constructivoNúmeroDistribución espacial

Definición analíticaProtocolo muestreo, recogida y tratamiento. Transmisión datos. Análisis-minería y-gestión de datos y elaboración informes

Partes incidenciasCronogramas Revisiones periódicas

DETECCIÓN PRECOZ Y CONTROL DE CONTAMINACIONES EN LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS

DISEÑO DE REDES DE CONTROL

Figura 10.29. Diagrama del proceso metodológico de elaboración de redes de control.

10.13.2. El análisis químico de las muestras de agua y el método de

obtención de datos En la actualidad se dispone de métodos cada vez mas sofisticados de análisis de las aguas subterráneas, desde los más convencionales, como la medida en campo o en laboratorio de la conductividad o el Cl-, hasta los más complejos, como el uso de equipos de absorción atómica (AA), cromatografía iónica, tests biológicos, etc. En muchos casos, el éxito o fracaso del uso y sobretodo del mantenimiento posterior de un sistema de este tipo se basa en la elección del sistema de análisis. Dicha elección afecta sobretodo a 3 factores fundamentales: .- El coste operacional de la red de detección o control .- La posibilidad de tener análisis en función de la frecuencia fijada en cada proyecto.


.- El abanico y la precisión requerida en el análisis o medida de los compuestos o parámetros a muestrear La consideración de estos 3 factores lleva además a seleccionar el método de obtención de las muestras, pudiendo tener 2 alternativas principales: .- Muestreo manual controlado para su posterior análisis en un laboratorio .- Muestreo automático a partir de sistemas de monitorización cada vez más sofisticados, en muchos casos preparados para medidas en continuo. Existen dos grandes grupos de medidas: piezométricas y de calidad. Aunque todavía existen numerosas redes en que la recogida de datos es externa y manual, la tendencia actual es a la automatización de los registros, de forma que estos puedan ser posteriormente enviados en continuo a una estación receptora. Sin embargo todavía existen limitaciones para determinados parámetros que deben ser tenidos en cuenta en el diseño del punto de muestreo, de forma que también pueda ser posible la recogida de muestras de agua de forma sencilla. La frecuencia de uso de la red de control también debe de ser correctamente establecida, a partir de guías y protocolos de fácil comprensión (Tabla 10.22).


Tabla 10.22. Ejemplo de tabla de frecuencia de muestreo para diferentes acuíferos de una

determinada zona.

10.13.3. Parámetros de control para la monitorización de las aguas subterráneas

Los parámetros a medir dependerán tanto de la calidad inicial del agua a analizar, del objeto del proyecto y de los medios disponibles. Dado que la lista de determinaciones posibles es muy larga, se hará necesario en cada caso una selección y sistematización del muestreo. En general, los parámetros de medida pueden ser físicos (conductividad, temperatura, nivel del agua subterránea) o químicos (concentraciones o índices derivados de las mismas). Los parámetros físicos de interés en un proyecto serán aquellos de los que se puede extraer una información directa del parámetro o derivada, que no

Superficial

Quinzenal

Indicadores microbiológicos

Parámetros físico-químicos

Diaria

Laboratorio

Metales

CuatrimestralACUÍFERO

FREQUENCIA DE DETERMINACIÓN

Parámetros in situ

Temperatura

Conductividad eléctrica

pHMedida de niveles piezométricos

Iones mayoritarios

Metales

Compuestos Orgánicos Volátiles

(VOC's)

Halogenados

No halogenados (BTEX's)

MTBE

Parámetros físico-químicos

Iones mayoritarios

Profund

Parámetros in situ

Laboratorio

Temperatura

Indicadores microbiológicos

Conductividad eléctrica

pH

Compuestos Orgánicos Volátiles

(VOC's)

Halogenados

No halogenados (BTEX's)

MTBE

Quincenal


corresponde con la medida directa del parámetro. De este modo, la conductividad eléctrica nos da idea, de forma indirecta del grado de mineralización del agua (TSD) y de su salinidad. La temperatura nos puede indicar de forma directa posibles variaciones en la recarga, variación en la magnitud de aportes laterales o inyecciones de agua a diferente temperatura que la del acuífero. Los parámetros químicos de mayor interés de un determinado proyecto serán siempre aquellos que se hallan disueltos en las mismas, incluyendo además a metales, compuestos orgánicos de síntesis, aceites y sus derivados o incluso aquellas fases orgánicas no acuosas más densas que el agua (DNAPL). En el caso de un incidente contaminante, del que se conoce el origen, pueden establecerse algunas pautas de control que ya han sido contrastadas en casos anteriores, Kent y Spycher (Zoeller; 1994), citan las siguientes: • Fugas de hidrocarburos: Determinación de los hidrocarburos extraíbles, aceites, grasas hidrocarburos aromáticos por cromatografía de gases, apoyados por medidas del COD, DOC, BOD. La migración de estas sustancias a lo largo del acuífero debe de seguirse mediante el diseño de una red de control. • Contaminaciones de origen agrícola: A parte de los compuestos más comunes; pH, conductividad, amoniaco, nitrato, potasio, calcio, magnesio, se debe incluir el estudio de los plaguicidas (y sus metabolitos). • Salinizaciones: Además del pH y de los iones implicados (Cl, Na, K, Mg, Ca, Br, SO4, HCO3), se deben realizar análisis y cartografías de los índices Cl/Br, Na/k, Cl/SO4; Cl/HCO3). En algunos casos se debe incorporar el control de la conductividad a diferentes profundidades. • Lixiviados de vertederos: Además del análisis de los compuestos mayoritarios, se deben analizar la existencia de nitritos, amoniaco, metales, COD, BOC, DOC.


10.13.4. Representatividad de los puntos de control La evaluación y la validez de los datos obtenidos en un punto de muestreo es vital si lo que se pretende es tener una idea representativa de su calidad. Kent y Spycher (Zoeller, 1994) establecen 3 categorías de factores que deben ser considerados: A) Los efectos relacionados con el propio pozo de muestreo, que incluyen su localización, el método de perforación y construcción, el material usado para entubar o los métodos de desarrollo posterior del sondeo. La incertidumbre generada por este primer factor se minimiza sobretodo realizando una nueva red de control, específica para cada proyecto. Con todo, esta es una solución muy costosa, que sólo se justifica en determinados casos. Si se debe de emplear una red de pozos construidos previamente es imprescindible el reconocimiento exhaustivo de cada una de ellos. B) Impactos que resultan del propio muestreo, método de muestreo, material de muestreo, sistemas de preservación y filtración. La principal manera de minimizar este efecto es el seguimiento de un protocolo controlado y normalizado de muestreo o en caso de redes automáticas, un estricto protocolo de mantenimiento y calibrado de los dispositivos. C) Impactos que resultan del proceso de laboratorio, como posibles contaminaciones, interferencias o precisión del método analítico. En este caso, el control hidrogeológico es muy difícil de minimizar. Si puede controlarse a partir de fórmulas que calculan el error analítico de la muestra. Un ejemplo de ellas se cita en Custodio y Llamas (1983) donde:

( ) ( )( ) ( ) 200*

anionesrcationesranionesrcationesr%Error ⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∑+∑

∑ ∑−=

Si el valor es superior al 5%, la muestra puede presentar problemas de representatividad, si supera el 10% el error podría ser suficiente para descartar la muestra.


El objetivo de la red también influye de forma decisiva en los protocolos que se deben de establecer para lograr una correcta representatividad de la muestra. En este sentido, aquellas redes que únicamente se centren en la medida de niveles pueden aprovechar pozos de menor diámetro y en todo caso, deben de tener datos precisos de las cotas del pozo y del punto de medida. En acuíferos costeros puede ser interesante complementar estos datos con datos de salinidad y de oscilación de marea. En redes que además tienen como objetivo la calidad del agua del acuífero (lo que podría denominarse como su estado cualitativo), los pozos deben permitir una adecuada renovación del agua del mismo, por lo que su diseño debe de prever la introducción de una bomba, lo suficientemente potente para, a priori, y previamente a la muestra poder evacuar un volumen significativo de agua que asegure dicha renovación. En redes automatizadas, el diseño de los pozos debe de asegurar el correcto posicionamiento de los sensores en su interior y, es muy recomendable, la incorporación en paralelo de un tubo piezométrico para el control de niveles con un método independiente al del sensor. En aquellos protocolos de muestreo que combinen medidas que requieran una correcta estratificación del agua, como perfiles verticales de conductividad, temperatura, con tomas de datos que perturben esta estratificación, como la toma de muestras de agua, debe de establecerse un protocolo de orden de muestreo, con el objeto de no perder alguna de las mediciones (que normalmente son los perfiles) por mezcla vertical de aguas.

10.13.5. Las redes de control-observación ("Redes de monitoreo") 10.13.5.1. Introducción El objeto principal del establecimiento de una red de control es el poder detectar con la suficiente antelación un hipotético evento contaminante, con el objeto de tomar las medidas oportunas o permitir, a medida que se interpreta la información aportada por la misma, el control de la evolución de una contaminación ya establecida; en este segundo caso con el objeto de evaluar su remediación en el tiempo y el espacio o, simplemente, para tenerla en cuenta y usar dicha información en estudios de planificación; como programas de cuantificación de recursos hídricos subterráneos de una cuenca o en los planes de gestión de acuíferos.


En este sentido, una red también debe de poder ser usada para definir: procesos, tendencias y cambios bruscos en la calidad del agua; fallos en los sistemas o dispositivos de protección del recurso hídrico o zonas donde se deba incrementar la información hidrogeológica. El elemento principal de una red de control de aguas subterráneas es el piezómetro. Los piezómetros se emplean para medir la presión (nivel) del agua subterránea. En la mayoría de aplicaciones hidrogeológicas y geotécnicas los piezómetros se instalan en perforaciones, convenientemente diseñadas para medir la presión de agua y sus variaciones temporales. En general existen 2 tipos de piezómetros de uso generalizado en hidrogeología: los piezómetros abiertos, y los piezómetros de cuerda vibrante. En el primer caso, el nivel de agua se mide desde la superficie con un indicador (sensor) de profundidad. En el segundo caso, se mide la presión de agua en un tramo determinado del sondeo, monitoreando los cambios en la frecuencia de una cuerda vibrante instalada entre el cuerpo del instrumento y una membrana. En este caso, la presión de agua o sus variaciones o proporcionales al cambio de frecuencia de la cuerda. La relativa menor precisión del piezómetro abierto es en muchos casos compensada por la dificultad constructiva del piezómetro de cuerda vibrante. 10.13.5.2. Criterios generales de disposición espacial de las redes Existen diversos métodos para la correcta elección del número de puntos de muestreo y su posicionamiento (Martínez y Ruano, 1998) desde aquellos basados únicamente en la existencia de puntos preexistentes de acceso al acuífero (con lo que la posición ya está preestablecida), pasando por el uso de metodologías que normalmente incluyen parámetros estadísticos descriptivos o geoestadísticos, hasta la utilización de modelos de simulación. Sin embargo, debe de tenerse en cuenta que todos ellos deben de incorporar el adecuado conocimiento de las unidades hidrogeológicas que se pretenden observar. En este apartado debe tenerse fundamentalmente en cuenta la escala de evento a controlar y las condiciones hidrodinámicas del acuífero (dirección del flujo y parámetros hidráulicos). El número de puntos de control (densidad de


muestreo) será el factor que determinará la representatividad del análisis e interpretación posterior. La posición de los puntos de control (geometría de la red) respecto al flujo del agua subterránea y/o de un hipotético evento contaminante, será el factor que condicionará la posibilidad de su detección. Por último, la posición en la vertical de la zona de muestreo en el acuífero, puede tener especial significado en aquellos problemas que impliquen fenómenos de densidad variable o inmiscibilidad. .- Redes de pozos preexistentes: Cuando sea posible, es recomendable que la red diseñada o escogida sea lo más homogénea posible en cuanto a materiales de construcción. Es especialmente importante el sellado del emboquille del pozo, la elección del material de la tubería de revestimiento y el correcto posicionamiento de la zona o zonas de admisión. Como se ha citado anteriormente, el reconocimiento de estos puntos de control debe de ser exhaustivo, con el fin de asegurar su representatividad. En este sentido, debe de asegurarse que:

.- Que el nivel y el agua que capta el pozo sea el del acuífero que se pretende monitorizar y que se tiendan a evitar o minimizar las incertidumbres asociadas a captaciones con diferentes niveles productivos ranurados. .- Que el estado del pozo asegure la no existencia de comunicaciones entre diversos niveles acuíferos, naturalmente no conectados. En general, que se disponga o se registre el esquema constructivo de la captación, en cuanto a diseño, mediciones, y materiales empleados. .- Que se conozca la evolución de niveles y química del agua de pozo en reposo y en bombeo y que sea posible su interpretación. .- En caso que exista, que se valore en la elección del punto, la existencia de una historia hidrogeológica del pozo (caudales, niveles, parámetros químicos), convenientemente documentada.


.- Redes mixtas, combinando pozos preexistentes y nuevas perforaciones: En este caso, para la fracción de pozos preexistentes valen todas las consideraciones descritas con anterioridad. Una vez caracterizados éstos, los nuevos pozos deben de ubicarse en función de los anteriores intentando por un lado evitar repeticiones innecesarias sin que, por otro lado, se pierda representatividad de la medida. A partir de este momento los nuevos puntos deben de poder cubrir el área de estudio de forma correcta. En ausencia de objetivos claros de monitorización esta regionalización parece ser la pauta principal de diseño. Queda entendido que los criterios de selección aplicados en pozos preexistentes en cuanto a diseño, mediciones, etc. deben también de ejecutarse en las nuevas captaciones. La Figura 10.30 muestra un ejemplo de información hidrogeológica y constructiva sintetizada de un piezómetro de control de nueva ejecución.


Figura 10.30. Ejemplo de estructuración de información hidrogeológica de un piezómetro de control de nivel y calidad del agua, construido para monitorizar un acuífero regional cercano a

un depósito de residuos urbanos. En otros casos, es la previsión de la zona de afección la que determinará la red de control. El ejemplo de la Figura 10.31 combina el uso de modelos numéricos, que determinan a partir de mapas de isodiferencias de nivel, el ámbito de actuación previsto de una afección. En este caso, el efecto de apantallamiento de una infraestructura lineal, incorporando los pozos preexistentes, que podrían emplearse para monitorización, y una zona de influencia o “Buffer”, calculada mediante SIG, de la zona donde potencialmente sería útil establecer una red de control. De esta forma, los espacios sin pozo preexistente, pero con posible influencia de la afección pueden ser fácilmente detectados e incorporados a la nueva red de control (Figura 10.31). En dicho análisis también se ha considerado, a partir de la información aportada por la

met

ros

Tubería acero 225x113mm

cimentado

Relleno detritus

cimentado

Bentonita granulada

Tubería ranurada PVC PN10 125x113mm

Nivel estático

Filtro ranurado PVCPN10-0.5mm125x6.0mm

Relleno de grava Gravilla silícica 5-10mm

Fondo con tapón

Tapón de base

Fondo de perforación

Tierra de cultivo, arcillo-arenosa rojiza

Relleno con cascotes de construcción

Alternancia de argilitas ocres, grises y color vino con pasadas areno limosas

met

ros

Tramo más arenoso, ocre claro, con humedad a los 9m y con tránsito a arcillas en el metro 10-11

Alternancia de argilitas y margas arcillosas con pasadas areno-limosas. Colores ocres, grises y color vino

Arenas finas, limosas, con cantos. Color ocre-gris. Tránsito a arenas limosas con gravas, húmedo Gravas areno-limosas con cantos de cuarzo, esquistos y pórfidos graníticos. Con agua

Tránsito progresivamente más lutítico. Posibles intercalaciones arcillosas a las gravas. Recuperación mala para el agua

Caudal estimado durante la perforación 4.000-5.000 L/h

(sin incrementos importantes a partir del m 23)

Tramo arcilloso y rojizo con gravas (caídas?). Recuperación muy mala.

Descripción


foto aérea, las zonas urbanas de las zonas rurales, con diferente riesgo frente a este tipo de afecciones. El uso de técnicas geoestadísticas para la definición de redes de control no es nuevo (Samper y Carrera, 1990). El método se basa en el hecho que la red debe de diseñarse de forma que se reduzca la incertidumbre hidrogeológica del parámetro o parámetros que se desea medir. Al ser el análisis de la varianza el mejor parámetro estadístico de medición de la incertidumbre, el uso de métodos geoestadísticos como el krigeado se revela como una herramientas útil para el diseño espacial de redes. En general, los métodos geoestadísticos pueden evaluar la disminución de la incertidumbre que conlleva la incorporación de uno o diversos puntos de medida en una red preexistente, con el objeto de optimizarla; es decir, colocar los mínimos puntos posibles para alcanzar la mayor representatividad de la medida. También puede emplearse para eliminar o sustituir puntos preexistentes que aporta una baja reducción de la incertidumbre al conjunto de la red. En todos estos estudios, la base de la interpretación es el análisis del semivariograma (g), que es una función estadística de expresión general:

( ) ( )N2

)XmXj*XXi()h(q −∑ −=

donde:

h es la distancia de separación entre dos puntos Xi e Xj determinados N es el número de puntos Xm la media de la variable

De todas formas, el diseño automático de redes no debe de considerarse como sustitutivo del análisis cualitativo, sino complementario, de forma que el segundo debe de controlar los resultados del método geoestadístico, mientras que éste último puede arrojar nuevas hipótesis sobre determinados aspectos que se pueden escapar en el análisis cualitativo (Samper y Carrera, 1990).


Figura 10.31. Ejemplo de empleo de modelación numérica y técnicas SIG para el

dimensionado de redes de control en acuíferos.

10.13.5.3. Criterios generales que definen el programa de observación Una vez definida la red hidrogeológica ideal, la estrategia de diseño del programa de observación y su aplicación práctica dependerá básicamente de los siguientes factores (Zoeller, 1994): 1) Las propiedades y características de las fuentes de contaminación. 2) El tipo de contaminante y las posibles combinaciones entre contaminantes

de diversas fuentes. 3) El medio físico en que se desarrolla la red de observación. 4) El conocimiento previo del sistema acuífero y el régimen de flujo-

explotación. 5) Los factores administrativos. 6) El grado de financiación.


Ejemplo: El diseño de la red de control para la contaminación por nitratos agrícolas de la Confederación Hidrográfica del Ebro (Costa et al., 1998) se basó en el modelo conceptual de funcionamiento de cada acuífero, donde en general se comprobaba que las especies nitrogenadas se movían a mayor velocidad y de forma más irregular en las partes más superficiales del acuífero, siendo más lento en las partes más profundas. Por ello, el muestreo de las zonas de descarga se realiza en la base de los acuíferos, con el objeto de fijar cual es el fondo geoquímico de contaminación existente. Por el contrario, en las zonas de recarga, el muestreo es superficial, con el objeto de detectar con mayor rapidez, las entradas más recientes de nitratos al sistema.

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