Editores:

ANTONIO PULIDO BOSCH ÁNGELA VALLEJOS IZQUIERDO

PABLO A. PULIDO LEBOEUF

LOS ACUÍFEROS COSTEROS Y LAS DESALADORAS

Editores: ANTONIO PULIDO BOSCH

ÁNGELA VALLEJOS IZQUIERDO PABLO A. PULIDO LEBOEUF

Almería, Enero de 2002

Los Acuíferos Costeros y las Desaladoras ISBN: 607-3936-8 Depósito Legal: Imprime: arte impresores, s.l. 18200 MARACENA (Granada)

PRESENTACIÓN

Las áreas costeras son asiento de cada vez mayor número de urbanizaciones y de grandes superficies ocupadas por rentables explotaciones agrícolas, al amparo de unas condiciones climáticas muy favorables, que incluyen un gran número de días soleados y temperaturas agradables. Como contrapartida, las escasas precipitaciones hacen que el déficit hídrico vaya en aumento, provocando situaciones dramáticas en los años secos y muy secos. La alta rentabilidad de las actividades agrícolas y del turismo permiten considerar a la desalación de agua de mar como una solución posible, ya planteada en muchas áreas costeras de todo el mundo. Unas plantas prevén desalar aguas salobres, mientras que otras tendrán como materia prima el agua de mar, tomada directamente o bombeada en sondeos perforados cerca de la línea de costas. Dada la importancia que el tema tiene y tendrá en los próximos años, el Club del Agua convocó unas Jornadas que han constituido la base de este libro. El tema es tan específico que, en realidad, cuanto se ha escrito resulta obligatoriamente muy novedoso, de manera que el resultado es un documento que esperamos que sirva de referencia para todos aquellos que quieran comenzar a familiarizarse con la problemática de la desalación de aguas procedentes de acuíferos. El marco elegido para la celebración de las Jornadas fue Almería, ciudad muy bonita y acogedora. Todo apunta a que en los próximos años el número de plantas desaladoras aumentará considerablemente. Por otro lado, la experiencia acumulada con las ya existentes sirve para constatar que -siempre que se den las condiciones favorables- el suministro a partir de sondeos que capten el agua de mar es mucho más barato y menos problemático que la toma directa de agua de mar. En estricta lógica, el diseño de las plantas futuras tendrá que valorar detenidamente la potencialidad de las áreas costeras desde el punto de vista de la implantación de sondeos de explotación antes de decidir el emplazamiento físico de la planta; de no ser así podrían enfrentarse a unos costos de explotación muy superiores, y todo ello durante la vida de la planta. Consecuentemente con lo expuesto, cabe pensar que en los próximos años se avanzará notablemente en el conocimiento de la problemática de los acuíferos costeros que bombeen agua de mar para abastecer a las plantas desaladoras. Esperamos que esta obra sea un primer paso en ese reto.

Almería, 23 de Enero de 2002 Antonio Pulido Bosch

Presidente del Club del Agua Subterránea

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ÍNDICE

Presentación. A. Pulido Bosch 7

I. ACUÍFEROS COSTEROS Y AGUAS SALOBRES

Introducción al conocimiento de los acuíferos kársticos costeros. R. Fernández-Rubio, J.C. Baquero Úbeda y A. Eraso Romero 11

Estudio de la salinidad en el acuífero kárstico costero Güira-Quivicán (Cuenca Sur Habana).

A. González, J.R. Fagundo, P. González, E. Romero, S. Jiménez, G. Benítez, D. Orihuela, V. Ferrera, J. Ramírez y M. Suárez 29

Sobre las características hidroquímicas del acuífero de Martil-Alila (Tetuán, Marruecos). J. Stitou el Messari, J. C. Cerón, A. Pulido Bosch, K. Targuisti y N. Aoulad 43

Investigación y evaluación de aguas salobres. J.A. López Geta y M. Megías Moreno 51

Algunas consideraciones sobre las características hidroquímicas del acuífero de Smir (Tetuán, Marruecos).

J. Stitou el Messari, J.C. Cerón, A. Pulido Bosch, K. Targuisti y N. Aoulad 71

Utilidad de los métodos geofísicos en la delimitación de la intrusión marina en los acuíferos costeros.

M. Himi, N. Sanz, J.C. Tapias y A. Casas 79

II. HIDROGEOQUÍMICA, SALINIDAD E INTRUSIÓN MARINA

Intrusión marina en el acuífero profundo del delta del río Llobregat (Barcelona). Evolución temporal y problemática socioeconómica.

F.J. Alcalá, J. Miró y A. García-Ruz 93

La metodología hidrogeoquímica en el estudio de la salinización de acuíferos en zonas costeras y su aplicación a diferentes casos del litoral levantino (España) y toscano (Italia).

E. Giménez Forcada 109

Nuevos datos sobre el control de cloruros en el sector central del acuífero profundo del delta del río Llobregat (Barcelona).

F.J. Alcalá García, J. Miró y A. García Ruz 127

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Contribución de las actividades agrícolas a la presencia de sulfatos en los acuíferos costeros. El caso de la plana de Castellón.

I. Morell y J. Tuñón 139

III. CAPTACIÓN DE ACUÍFEROS COSTEROS PARA DESALACIÓN

Problemática de la perforación y terminación de sondeos para bombear agua de mar en acuíferos costeros.

A. Pulido Bosch, J. Gisbert, P. Pulido Leboeuf, F. Sánchez Martos y A. Vallejos 155

Los sondeos de abastecimiento a la planta desaladora de agua de mar de Almeria. F. Sánchez Martos , A. Pulido Bosch, P. Pulido Leboeuf, A. Vallejos, y J. Gisbert 169

Sistemas de control y seguimiento del contacto agua dulce-agua salada en el entorno de la desaladora de Almería.

J. Gisbert, A. Pulido Bosch, F. Sánchez Martos, P. Pulido Leboeuf y A. Vallejos 185

Influencia de la instalación de desaladoras de agua de pozo en el acuífero de la Aldea (Gran Canaria).

M.C. Cabrera, A. Albert y J. Muñoz 195

Posibilidades de uso de los acuíferos de Albuñol para suministrar agua a una planta desaladora.

J.A. Luque Espinar, A. González Ramón y J.C. Rubio Campos 203

Consideraciones sobre los sondeos de abastecimiento a las plantas desaladoras. J.A. Fayas Janer 211

IV. ASPECTOS ADMINISTRATIVOS Y AMBIENTALES

Regeneración de recursos hídricos de mala calidad. Aspectos medioambientales. B. Sánchez Ruíz y P. Romero Pavía 215

Gestión de la salmuera de rechazo de las plantas de ósmosis inversa mediante inyección en sondeos profundos (ISP).

G. Ramos González 225

La desalación y los ecosistemas salobres. J. Fábregas 255

Desalación solar: tecnología, experiencias y perspectivas. E. Zarza y M. Pérez García 261

Aspectos técnicos y administrativos de la desalación. J. Mora Alonso-Muñoyerro 279

Desalación y medio ambiente J. Canovas Cuenca 297

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El impacto del vertido de las desaladoras en el medio marino D. Moreno Lampreave 305

El Plan Hidrológico Nacional y la desalación en Andalucía J. Corominas (Diapositivas de la presentación) 309

V. CLAUSURA

Conclusiones de las Jornadas Leídas en el Acto de Clausura por A. Vallejos 319

Conferencia de Clausura F. Coves, Consejera de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía 321

VI. REPORTAJE FOTOGRÁFICO

Reportaje fotográfico 327

VII. LISTA PARTICIPANTES

Relación de participantes 333

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Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 11-27, 2002, Almería

INTRODUCCIÓN AL CONOCIMIENTO DE LOS ACUÍFEROS KÁRSTICOS COSTEROS

R. Fernández Rubio1,2, J.C. Baquero Úbeda1,2 y A. Eraso Romero1

1 Escuela Técnica Superior de Ingenieros de Minas, Universidad Politécnica de Madrid

2 FRASA Ingenieros Consultores, S.L.

RESUMEN.- Los acuíferos kársticos costeros son objeto de singular interés por las importantes descargas de agua al mar que en ellos se localizan. Por otra parte muchos de estos acuíferos se ubican, prioritariamente, en zonas de gran demanda de agua. En estos sistemas hidrogeológicos tienen lugar procesos geoquímicos que pueden acelerar la dinámica de disolución y, por consiguiente, el incremento de la permeabilidad secundaria por disolución. Por otra parte, las oscilaciones del nivel del mar, durante los periodos glaciares e interglaciares, han condicionado la presencia de estas disoluciones en sistemas hoy suspendidos o sumergidos bajo el mar. Independientemente del interés espeleogenético y morfológico, la captación de estas aguas es muy atrayente, por corresponder a acuíferos con importantes recursos hidrogeológicos, al tiempo que representa dificultades especiales, por el riesgo que conlleva de intrusión salina. Todo ello ha traído consigo esfuerzos importantes para mejorar el conocimiento de este karst costero y para arbitrar las técnicas más adecuadas de captación.

Palabras clave: Karst, intrusión marina, acuíferos costeros, espeleogénesis.

INTRODUCCIÓN

Los acuíferos kársticos se pueden desarrollar en cualquier ámbito, desde zonas de alta montaña hasta el nivel del mar, siempre que se den adecuadas condiciones geológicas (litológicas y estructurales), climáticas y morfológicas (Komatina, 1975). En todo caso, cada sistema kárstico presenta peculiaridades que son reflejo de su ubicación topográfica, y que contribuyen a su singularidad y atractivo.

En este trabajo nos vamos a circunscribir a la caracterización del karst costero, cuyas singularidades son consecuencia de su contacto con el mar, y vamos a poner el énfasis en sus aspectos particulares, sin abordar aquellos otros que pueden ser comunes para los sistemas kársticos en general. En todo caso no se pretende un estudio exhaustivo, dada la gran cantidad de información acumulada sobre estos sistemas acuíferos. Un estudio más completo está en curso de realización, por los firmantes de este

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trabajo, que quieren dejar constancia de que aquí sólo se resaltan algunos aspectos, a título de ejemplo, siendo conscientes de que existen numerosas omisiones.

Como referencia de esa diversidad podemos resaltar que, en España, los materiales karstificables ocupan aproximadamente un 29% de sus casi 500.000 km2 de superficie, de los que unos 100.000 están constituidos por rocas carbonatadas (Durán et al., 1989), y que nuestro litoral tiene un desarrollo de varios miles de kilómetros, alojando gran diversidad de sistemas acuíferos. En la Figura 1 se reflejan las áreas kársticas en España, y se evidencia la localización de una serie de ellas en ámbitos costeros.

Figura 1.- Rocas carbonatadas karstificables en España (Durán, et al, 1989).

Por otra parte hay que señalar que, si bien la identificación y análisis de las áreas kársticas costeras es el referente más inmediato, para su estudio, no podemos olvidar que, a lo largo de la historia geológica, en muchas áreas hoy emergidas o soterradas se dieron en el pasado las condiciones costeras, ya que los procesos de karstificación se han desarrollado a lo largo de toda la historia geológica. Así, por ejemplo, en los alrededores de Avilés (Asturias), se reconoce hoy una amplia rasa que responde a una paleosuperficie subhorizontal, que fue karst costero. Lo que acontece es que, dada la rápida evolución geológica de estos procesos, muchas veces son difíciles de reconocer esas condiciones paleokársticas. Por ello, nos vamos a referir al karst costero actual y, dentro de él, al formado por materiales carbonatados, por ser los de mayor interés hidrogeológico.

Hay que señalar, en todo caso, que si bien el karst costero es muyfrecuente a lo largo de muchos mares, su distribución geográfica no es regular sobre la superficie de la tierra, con una muy buena representación en el hemisferio Norte entre los paralelos 30º y 50º (Komatina, 1975).

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PROCESOS KÁRSTICOS COSTEROS

En ámbitos marinos se han depositado, a lo largo de la historia geológica, muchas formaciones carbonatadas que, tras su sedimentación, han emergido sobre el nivel del mar. Estos materiales pueden aflorar sin cobertera o con muy escaso recubrimiento, quedando expuestos en condiciones de homoclinal, a los procesos de karstificación. Es, por ejemplo, el caso de la llanura Nullabar en el Sur de Australia, o la costa de Los Doce Apóstoles en Victoria (Australia), o el Norte de la Península de Yucatán (México) (LeGrand y LaMoreaux, 1975).

Pero, indudablemente, los materiales karstificables en ámbitos costeros pueden responder a cualquier condición estructural, que puede ir desde llanuras costeras elevadas (como en la zona de Nerja, Málaga), hasta áreas moderadamente o fuertemente tectonizadas, y estos materiales pueden ser aflorantes o estar recubiertos (con mayor o menor espesor) por otros que no sean karstificables. Por otra parte el material karstificable (prioritariamente carbonático), puede presentar una permeabilidad primaria (como las calcarenitas miocénicas de la costa del Algarve), o una permeabilidad secundaria, por fisuras, fracturas y conductos de disolución.

En todo caso hay que señalar que, en los ámbitos kársticos costeros, los procesos de disolución pueden desarrollarse desde una profundidad cutánea, de apenas algunos metros, hasta profundidades de centenares de metros, dentro de la franja saturada. Esto último es frecuente como consecuencia de la circulación sifonante, y podría ser el origen, por ejemplo, de los grandes conductos kársticos localizadas por las galerías mineras en las calizas del Aptense de la Mina de Reocín (Galería del Agua), a más de 150 m bajo el nivel del mar, o el de los tantos conductos de disolución atravesados en sondeos de captación, en áreas costeras.

OSCILACIONES DEL NIVEL DEL MAR DURANTE EL CUATERNARIO

Tal vez uno de los aspectos al que se ha dedicado más atención, en los sistemas kársticos costeros, es el relativo a la incidencia de las oscilaciones del nivel del mar durante los episodios glaciares e interglaciares (habiendo oscilado desde -130 m durante glaciaciones, hasta +60 m durante períodos cálidos interglaciares), que se han venido sucediendo desde el Pleistoceno (fluctuaciones glacioeustáticas) (Figura 2). En este sentido hay que destacar que, en un karst costero, las oscilaciones del nivel del mar se traducen inmediatamente en oscilaciones de la superficie freática. Son muy numerosos los estudios que se han realizado en el karst de Cuba, Bermudas, Cerdeña, costa dálmata y griega, ... pero vamos a prestar especial atención a algunos ejemplos bien estudiados de nuestro litoral.

Un buen ejemplo se presenta en el ámbito de la Cornisa Cantábrica, cuya descripción tomamos de Hoyos Gómez y Herrero Organero (1989), que resaltan cómo la remodelación kárstica pleistocena está íntimamente relacionada con los movimientos positivos y negativos del nivel del mar. Estos autores resaltan que todo el litoral carbonatado, tanto paleozoico como

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mesozoico, presenta rasgos de procesos mixtos marinos y continentales, estando la zona más representativa entre Ribadesella y Unquera, donde al karst neógeno se le sobreimponen etapas de remodelación kárstica continental y marina, siendo estas últimas tanto más importantes y mayores en número cuanto más próximo a la costa y más baja sea la cota. A pesar de ello son escasas las cavidades que conservan la impronta erosiva y los depósitos marinos, sobre todo los más antiguos, por haber sido erosionados en las etapas continentales o marinas posteriores. Citan como caso demostrativo a las Cuevas del Mar, donde, a una etapa de karstificación continental sigue otra de remodelación marina, y la sedimentación de cantos y arenas marinas, correspondientes al nivel marino +2,0 / -2,5 m, atribuido al último glaciar. Posteriormente este nivel se cementó durante la etapa continental siguiente (wurmense), e incluso en algún punto está unido al techo de la cavidad por espeleotemas, estando actualmente en fase de desaparecer por la acción del mar.

Figura 2.- Secuencia evolutiva para ciertas cavidades de la isla de Mallorca (Ginés, 2000).

Además de estos procesos pleistocenos, se documentan los que han tenido lugar en relación con la transgresión postglaciar del Holoceno, en la que el mar invade de nuevo cavidades que últimamente habían estado bajo

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condiciones continentales (Hoyos Gómez y Herrero Organero, 1989). Se producen de nuevo remodelaciones internas y externas de la morfología, por disolución-corrosión, con formación de un lapiaz de pequeñas cúpulas adosadas entre sí, con aristas irregulares y agudas. A la vez se dan procesos erosivos y/o deposicionales de sedimentos marinos litorales, que marcan el máximo transgresivo holoceno en las Cuevas del Mar (+1,5 m).

Otro aspecto a destacar en la Cornisa Cantábrica es la formación de “bufones” o surtidores de agua del mar, por conductos más o menos verticales,debidos a la compresión del aire interior por el embate del oleaje (Llanes, Suances, etc), creando en la salida un embudo de corrosión, debido al efecto spray que sufre el agua.

Zona también bien estudiada es la correspondiente a la Cordillera Costero Catalana (Freixes, 1989), y de manera concreta el macizo de Garraf-Ordal, con desarrollo espectacular de las formas exokársticas (campo de dolinas de Campgrás), y endokársticas con más de 300 cavidades, en su mayor parte en forma de simas (avencs), entre las que destacan: l’avenc de l’Esquerrá (205 m), l’avenc dels Esquirols (210 m), l’avenc del Bruc (118 m), l’avenc de la Silvinota, etc. Estas formas responden a una karstificación pretérita y pueden considerarse como integrantes de un paleokarst. Aquí las escasas cavidades de desarrollo horizontal (cova Bonica, surgencia de La Falconera, etc), se pueden relacionar con las zonas inundadas, muy condicionadas por el nivel del mar.

Figura 3.- Representación esquemática de los tipos de cavidades (Ginés, 2000).

Interés especial tiene todo el conjunto de las islas Baleares (Ginés y Ginés, 1989), en las que hay una abundancia extraordinaria de regiones kársticas, con todas las morfologías endokársticas (lapiaz, dolinas, grandes depresiones) y endokársticas (cavidades verticales, formas de drenaje superficial, cavidades de desarrollo clástico). Indudablemente muchos de estos sistemas pueden considerarse costeros, y de una forma o de otra tienen condicionantes impuestos por esa proximidad al mar. La Serra de Tramuntana, que se extiende a lo largo del borde noroccidental de la isla de Mallorca, presenta un mosaico completísimo de morfologías kársticas (Figura 3), con depresiones de control estructural, cañones, campos de dolinas, sumideros,

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abundantes formas de lapiaz, y por supuesto con un catálogo amplísimo de formas endokársticas.

Es de destacar, en la isla de Mallorca la presencia de lagos de aguas salobres (Coves del Drac, en Manacor), establecidos en correspondencia con el actual nivel marino (Ginés y Ginés, 1989).

Muchas cavidades de las Baleares (por ejemplo en el Migjorn mallorquí ymenorquí o en las cuevas de Formentera) juega un papel genético muy importante la mezcla entre agua dulce / agua salada (Ginés y Ginés, 1989), zona cuya trascendencia espeleogenética ha sido puesta de manifiesto en numerosísimos karst costeros en el mundo.

En el karst de las Baleares la evolución de los niveles de base del mar ha dado lugar a frecuentes interferencias de los procesos litorales y kársticos. Aquí, al igual que hemos señalado para otros casos, las fluctuaciones de nivel del Mediterráneo durante el Pleistoceno introducen elementos de datación en los procesos genéticos, en los que no sólo los sedimentos depositados y los aportes paleontológicos, sino también la datación isotópica de los espeleotemas aporta precisiones muy notables, llegando a establecerse (Ginés y Ginés 1989) una perfecta correlación, para los últimos 250.000 años entre las edades aportadas por las muestras y los estadios de nivel marino, establecidos a partir del registro marino de isótopos de oxígeno. Así se ha confirmado que al interglacial Mindel-Riss corresponden algunas alineaciones de espeleotemas freáticos observados por encima de los 30 metros sobre actual nivel del mar.

GEOMORFOLOGÍA EPIGEA E HIPÓGEA

El modelado epígeo del karst costero puede caracterizarse por la presencia de lapiaz costero, calas y cavidades. En la formación del lapiaz actúa tanto la meteorización mecánica y la disolución de la roca como, en gran medida, al medio biológico implantado. Por su parte las calas se deben tanto a la inundación eustática de antiguos cursos fluvio-torrenciales, como a mecanismos de colapso y dinámica litoral, todo ello bien relacionado con la fracturación y kárstificación existente. Las cavidades costeras y submarinas, pueden deberse a la acción erosiva del mar, si bien un papel fundamental lo juega la geoquímica de la zona freática de mezcla entre agua dulce y salina, combinada con el propio drenaje subterráneo hacia el mar.

Como consecuencia de las variaciones del nivel del mar, es frecuente que con la elevación del nivel de saturación, el nivel del agua pueda situarse sobre el fondo de dolinas formadas en la franja de aireación. Esto ha ocurrido, por ejemplo, con las grandes variaciones de nivel del mar que han tenido lugar durante el Pleistoceno, de tal manera que ahora dolinas y simas aparecen inundadas en decenas de metros en la franja de saturación. Así acontece, por ejemplo, en el acuífero Terciario de Florida o del Sureste de Georgia (USA) (LeGrand y LaMoreaux, 1975).

En relación con estas variaciones del nivel del mar, han sido bien estudiadas las cristalizaciones epiacuáticas (aquellas que se producen en la superficie del agua), por ejemplo en las islas Baleares (Pomar, 1989). Estas cristalizaciones se generan por la difusión del CO2 en la interfase agua-aire, por

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lo que la zona de sobresaturación corresponde exactamente a la superficie del agua. Estas cristalizaciones, existentes en ciertas cuevas costeras, adquieren un interés especial, en tanto constituyen un valioso registro de las sucesivas posiciones del nivel del mar. En la cueva de Sa Bassa Blanca es donde se ha reconocido el mejor y más completo conjunto, con grupos de bandas que aparecen desde la cota +35 hasta la –15, respecto al actual nivel del mar.

HIDRODINÁMICA

Como en cualquier karst el funcionamiento hidrodinámico está controlado por la red de fracturas que favorece, por disolución, zonas de permeabilidad preferente, en un medio anisotrópico.

Por otra parte, todo sistema kárstico puede ser considerado como activo o inactivo. Los sistemas costeros en general son activos, excepto cuando son muy reducidas: las posibilidades de recarga, las posibilidades de descarga, la permeabilidad o la carga hidráulica (LeGrand y LaMoreaux, 1975).

Cuando el karst está activo tiende a desarrollarse una circulación acuífera subterránea muy característica, creadora de todas las formas de circulación epigea, que fácilmente pasan de condiciones de flujo laminar a flujo turbulento. En todo caso una característica hidrodinámica bien consensuada, en estos acuíferos, es la doble permeabilidad, consecuencia de la simultaneidad de ambas condiciones, con circulación por microfisuras y por conductos.

Figura 4.- Sección esquemática de una costa calcárea (Ginés, 2000).

En cualquier caso un hecho bien identificativo en estos sistemas litorales es el relativo a que el nivel de base está impuesto por en nivel del mar, que está sujeto a variaciones tanto climáticas como tectónicas, lo que da lugar a paleosurgencias submarinas, relacionadas con niveles de base heredados.

Este hecho, común para los sistemas costeros, se acompaña de una interzona agua dulce - agua salada, que se ve acompañada de una especial agresividad (Figura 4).

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En este sentido hay que señalar que, en regiones costeras, la típica curva de variación del volumen de huecos y circulación acuífera, con la profundidad (Sánchez de la Torre, Agueda y Eraso, en Llopis, 1970, p. 246) presenta una morfología singular. En general, en el karst, se observa un incremento de la probabilidad de encontrar huecos al acercarnos a la franja de fluctuación del nivel piezométrico, para luego descender esta probabilidad dentro de la franja saturada. En los acuíferos costeros la singularidad es que se produce un nuevo incremento al aproximarnos a la interzona o zona de mezcla agua dulce / agua salada (Figura 5). Esto se debe a que, frecuentemente, cuando se ponen en contacto dos tipos de agua saturadas, respecto a minerales carbonatados, el resultado de mezcla es, generalmente, un agua subsaturada respecto a la calcita y dolomita, con poder de disolución (Hanshaw y Back, 1979).

Figura 5.- Incremento de la probabilidad de circulación y disolución en función de la profundidad y presencia de interfase (LeGrand, 1975).

RECURSOS HIDROGEOLÓGICOS

Los acuíferos kársticos costeros constituyen, frecuentemente, almacenamientos hidrogeológicos de gran interés por los recursos que pueden aportar, si bien la utilización de sus reservas puede provocar graves riesgos, como consecuencia de la intrusión salina.

Por referirnos a algunos casos concretos podemos señalar la descarga de agua subterránea al mar, procedente de la Unidad Hidrogeológica del Maestrazgo (Castellón), que se produce a través de la Sierra de Irta, entre las poblaciones de Peñíscola y Alcocéber, con una descarga media comprendida entre 100-200 Hm3/año. En este sistema la explotación directa del acuífero se cifra en, tan sólo, 5 Hm3/año, en un enclave con fuerte demanda y pluviometría media de 600 mm/año (Serrano, et al, 1995).

Los materiales que componen dicha serranía, están integrados

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mayoritariamente por rocas carbonatadas del Jurásico (calizas, calizas dolomíticas y dolomías del Lías-Kimmeridgiense inferior, con espesor medio de 600 m en Irta), y del Cretácico (calizas bioclásticas y micríticas del Albiense-Cenomaniense, poco desarrolladas en este sector), y la permeabilidad principal se debe a la fisuración-karstificación.

Otro sector bien documentado es el del Llano de Inca-La Pobla (isla de Mallorca), que se desarrolla longitudinalmente a lo largo de 35 km desde El Portol-Santa María del Camí (150 m snm) hasta la bahía de Alcudia. Se trata de un área con fuerte implantación agrícola (regadíos) y turística, con un acuífero carbonatado del Lías, Messiniense y Plioceno, recubierto por Cuaternario. En este caso la descarga al mar es de escasa cuantía (2-4 Hm3/año), debido a la existencia de la Albufera de Alcudia que intercepta la mayor parte del flujo vertiente (30 Hm3/año). La explotación del recurso subterráneo se cifra en 40 Hm3/año, con una recarga estimada en 80-90 Hm3/año, producida a través de lluvia directa, infiltración desde torrentes, excedentes de riego e infiltración de aguas residuales urbanas (Sahún, et al, 1995).

Por su parte el acuífero costero de Benissa (Alicante), perteneciente a la zona Prebética, es un sistema complejo constituido, principalmente, por calizas del Cretácico y Oligoceno, con espesor de hasta 500 m, y 300 km2 de extensión. La existencia de intercalaciones impermeables (margas) y la fracturación existente, dividen el acuífero en una serie de bloques hidrogeológicamente independientes. El sistema presenta una intensa karstificación, con importantes conductos endokársticos abiertos desde la línea de costa (cueva de Moraig), que constituyen vías de circulación acuífera rápida, generadas a favor de la fisuración del macizo (la porosidad eficaz (1,4 a 10%) es muy dispar a consecuencia de la heterogéneo y anisotropía del material). Aproximadamente 7 Hm3/año de agua es extraída por bombeo, mientras que, de forma natural, se produce descarga lateral hacia torrentes o submarina hacia el mar (13-45 Hm3/año), dependiendo de las lluvias registradas (Calaforra, et al, borrador 2000).

Otro caso que se puede citar es el del acuífero de las Serres de Llevant(isla de Mallorca), desarrollado en dolomías del Lías inferior, con transmisividad variable entre 10-300 m2/día que, en determinados puntos, alcanza hasta los 2.000 m2/día, y con un gradiente relativamente fuerte de 1-5,5% La recarga de esta reducida unidad se estima en 25 Hm3/año (lluvia media 500-700 mm/año), produciéndose su descarga tanto a través de flujos difusos hacia los materiales detríticos o carbonatados vecinos, como directamente al mar. El sistema está sometido a un intenso bombeo para abastecimiento urbano y agrícola (20 Hm3/año) (Calaforra, et al, borrador 2000).

En Cataluña Custodio (1988) cita, también al Bloque de Gaià, integrado por calizas, calcarenitas y margocalizas, fracturadas y karstificadas, donde se ha producido la salinización de numerosos pozos, lo que ha obligado a trasladar los puntos de captación hacia el interior del macizo. Igualmente este autor aporta también alguna información suscinta relativa a otros dos acuíferos kársticos costeros: Macizo del Cardó-Vandellós, y Montsiá.

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SURGENCIAS SUBMARINAS

Las fluctuaciones del nivel del mar durante el Pleistoceno (por ejemplo en la cuenca mediterránea), han dado lugar a que durante los periodos con nivel del mar más bajo, la circulación y disolución fueron activas en niveles ligeramente por debajo del actual nivel del mar.

Es así que, actualmente, muchas grandes surgencias submarinas responden a esa elevación del nivel del mar, de la que somos testigos en el periodo interglaciar en el que nos encontramos. Esto es un fenómeno generalizado, con ejemplos muy bien estudiados en el Mediterráneo y también en las costas de Florida.

Ejemplos muy notables de este tipo de surgencias submarinas están identificadas en las costas del Líbano (por ejemplo las calizas turonienses de la Checa, referenciadas por Mijatovic, 1975), Grecia, Eslovenia, Francia, ... En España una de las más famosas es La Falconera, en el macizo de Garraf, en las Cordilleras Costeras Catalanas (Freixes, 1989), con descarga del orden de 500 l/s (Custodio, 1988), pero también podemos citar las salidas visibles de Alcocebre y Peñíscola (Castellón), con descarga de 60 Hm3 en años húmedos (Giménez Forcada y Morell Evangelista, 1988).

Mención especial merece el conspicuo comportamiento de la isla de Cefalonia (Grecia), enteramente caliza, donde existe una circulación kárstica entre Argostoli y Sali, de 14 km de recorrido en línea recta, que cruza toda la isla en un tiempo de 16 horas (comprobado en 1982 con trazado de fluoresceína). Esta circulación se desarrolla sumiéndose el mar directamente en la costa (ponor equipado ), saliendo por el otro lado de la isla. El mecanismo hidráulico se debe a infiltración del agua de lluvia, que diluye al agua marina tras penetrar ésta en el sumidero, de manera que el caudal surgente al otro lado de la isla es tanto mayor cuanto más grande es el grado de dilución sufrida por el flujo marino en su trayecto.

HIDROQUÍMICA

Algunas características importantes en los karst costeros son consecuencia del complejo abanico de condiciones geoquímicas derivadas de la mezcla de agua dulce – agua salada, que puede dar lugar tanto a procesos de precipitación como de disolución, o incluso de transformaciones minerales (Pomar, 1989).

La hidroquímica de las aguas de los acuíferos kársticos costeros está muy condicionada no sólo por el régimen de funcionamiento del sistema y por la climatología, sino especialmente por la proximidad del agua marina. Así, pueden coexistir aguas de baja mineralización (<300 mg/l) y fácies bicarbonatada, con otras de alta mineralización (>10.000 mg/l) y fácies clorurada sódica, resultantes de la mezcla de agua dulce con marina producida, por efectos de intrusión (por ejemplo los acuíferos de Benissa y el Montgó (Figura 6, en Alicante).

En todo caso hay una amplia bibliografía relativa a la posible karstificación asociada a la zona de mezcla de agua dulce continental y agua

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salada marina (Hanshaw y Back, 1979; Custodio y Bayó, 1989), como consecuencia de la aparición de subsaturación respecto a los minerales carbonatados, en ciertos intervalos de mezcla. Esto se ha estudiado en Florida y la península del Yucatán, pero también en el área mediterránea española. En todo caso los procesos no son simples, y puede haber muchos condicionantes externos o no ligados simplemente a la mezcla de ambas aguas. No obstante los hechos corroboran que hay un aumento de la karstificación en la zona de mezcla.

Figura 6.- Acuíferos costeros de La Marina (Rodríguez, 1988).

Hay que señalar, también, que en la físico-química de estos acuíferos costeros juegan papel no despreciable los cambios iónicos Ca++ - Na+, así como ciertos procesos de dolomitización o aumento de la fracción magnesiana en las calizas, aunque sin que pueda ser considerado como un proceso general de dolomitización (Custodio y Bayó, 1989).

INTRUSIÓN MARINA Y CONTAMINACIÓN

Todo sistema kárstico es muy sensible, en general, a los procesos de contaminación, dado que su poder autodepurador es muy reducido. Un caso bien conocido es el que tiene lugar en el macizo de Garraf (Barcelona), derivado de la presencia de un vertedero de residuos sólidos urbanos, en la Vall del Fonts de les Tarradelles, que da lugar a la contaminación orgánica en la surgencia submarina de La Falconera (Custodio, 1975 y Custodio y Galofré, 1976). Pero lo más notorio, en los acuíferos kársticos costeros, conectados directamente con el mar, es el riesgo de intrusión salada, consecuencia de las elevadas permeabilidades (muy condicionadas por la fisuración y karstificación), y de las explotaciones a las que están sometidos estos sistemas. En estas condiciones, cuando este fenómeno se produce es muy rápido.

A lo largo de todo litoral kárstico son bien conocidas las descargas de

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agua “dulce” y, por eso mismo, son muy atractivas las captaciones aguas arriba, que si no se realizan con los debidos controles pueden hacer descender el nivel de agua dulce por debajo del nivel del mar, produciendo un efecto de intrusión marina (desplazamiento de la interfase hacia tierra adentro), que afecta a la calidad química de su agua y, en consecuencia, a las posibilidades de utilización. En este sentido hay que tener en cuenta que una mezcla de tan sólo un 5% de agua de mar, supondría un incremento de cloruros por encima de 1.500 mg/l, lo que la hace inadecuada para consumo humano pero, incluso con cantidades inferiores, el agua deja de ser utilizable para el riego de muchos tipos de plantas.

Al analizar los problemas de acuíferos kársticos asociados a la intrusión marina (Burillo, et al., 1988; Fernández Serrano y Herráez, 1989), se incluyen los siguientes sistemas carbonatados costeros: Cuenca del Pirineo Oriental: macizos de Garraf, Vandellós, Montgrí y Montsia; Cuencas del Júcar y Segura: zona de Cullera y Gandía, y Denia-Jávea (problemas locales); Cuenca del Sur: Sierra de Gádor, Sierra Alhamilla, Sierras de Tejeda y Almijara; e islas Baleares: Llano de Palma, Sierra de Levante y zona de Mitjorn (Menorca).

El mejor indicador de la intrusión marina son los cloruros, y también la relación rCl-/rCO3H=, puesto que el agua marina, al contrario que la continental, no aporta cantidades significativas de bicarbonatos y si de cloruros (Burillo, et al., 1988).

En el acuífero de Garraf, constituido por calizas jurasicas y cretácicas, la salinización se extiende varios kilómetros tierra adentro (Custodio, 1982, in Fernández Serrano y Herráez, 1989), alcanzándose valores de cloruros de 5 a 6 gr/l en la zona costera (IGME, 1985; Burillo, et al., 1988). En el extremo SW de este macizo se ha producido una intrusión marina que afecta a captaciones situadas a 8 km al interior (Carbonell, et al. 1988), debida a la existencia de fuertes extracciones, para abastecimiento de las poblaciones. La karstificación se ha producido a favor de la red de fracturas originadas por la orogenia Alpina, y la intrusión marca la circulación preferencial según dirección NNE-SSW, observándose contenidos en Cl- entre 1000 y 4000 mg/l, en las zonas de mayor bombeo. En estos pozos se observan importantes variaciones de salinidad, en cortos periodos de tiempo, en función de la intensidad y duración de los bombeos. En este contexto se ha evidenciado que las zonas más permeables están más salinizadas, y que tiene lugar la kasrtificación por mezcla de agua dulce - agua de mar (Custodio, 1988).

En el acuífero de Denia-Montgó (Alicante), la intrusión llega a afectar totalmente al acuífero en periodos secos, con penetraciones de hasta 6 km tierra adentro, debida a una clara sobreexplotación (Rodríguez y Medina, 1988). Uno de los firmantes (RFR) fue testigo, allá por la década de los años 60 de una salinización elevadísima y repentina, en un ensayo de bombeo, en un sondeo del Instituto Nacional de Colonización (Figura 6).

INVESTIGACIÓN HIDROGEOLÓGICA

La investigación espeleológica es, como en cualquier tipo de karst, una herramienta muy valiosa. Y esta exploración puede ser tanto en cavidades

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desarrolladas en la franja no saturada, como en aquellas que se desarrollan en el karst inundado, muchas veces a partir de inmersiones submarinas.

EXPLOTACIÓN

La recarga de los acuíferos kársticos costeros, procede, principalmente, de la lluvia directa, con elevadas tasas de infiltración, así como de la recarga, en épocas de precipitaciones, de los cursos superficiales que lo cruzan. La descarga la integran como la natural que se produce hacia el mar, bien en la línea de costa, bien en surgencias submarinas, como la derivada de bombeos consecuencia de la demanda urbana (concentración urbanística en la costa), así como de la intensa aplicación agrícola de regadío, que llegan a condicionar las condiciones naturales de flujo. El riesgo de intrusión marina es, probablemente, el mayor problema existente en los acuíferos kársticos costeros.

Figura 7. - Sistema de flujo en un acuífero kárstico conectado al mar (Mijatovic, 1975).

En los acuíferos kársticos costeros, los sistemas más frecuentes de captación son los realizados mediante sondeos verticales (Figura 7), cuyo mayor o menor caudal está muy condicionado por el hecho de haber o no interceptado vías privilegiadas de circulación acuífera subterránea (dada la heterogenidad y anisotropía de los acuíferos kársticos), y donde los caudales pueden llegar a valores de 50 y hasta de 100 l/s. No obstante el riesgo que, siempre hay que tener muy presente, es el derivado de la proximidad de ese acuífero infinito que es el mar. Cuando se realizan sondeos cuya zona de captación se sitúa por debajo del nivel del mar, el riesgo de salinización siempre es importante.

En cuanto a técnicas de desarrollo, cabe emplear todas aquellas que son válidas, de manera general, en el karst, como es el desarrollo de fracturas y fisuras mediante acidificación o empleo de explosivos, pero también la limpieza de esas discontinuidades mediante polifosfatos Con todos estos métodos lo que se pretende es aumentar e interconectar los huecos en el entorno de la captación, o limpiar conductos obstruidos por rellenos arcillosos.

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Figura 8.- Esquema de captación de Gustirna. (Mijatovic, 1975).

Mijatovic (1975) expone el caso de la captación de Gustirna en la costa dálmata (cerca de Trogir, en la antigua Yugoslavia), mediante una galería desde el fondo de un pozo (Figura 8). El pozo está emboquillado en una dolina a la cota +82, y termina a la cota +2,5 m. Desde el fondo se ha excavado una galería de 270 m de largo, perpendicularmente al sistema de fallas, que ha interceptado cinco fallas colectoras de agua, más o menos independientes entre sí. La galería capta un caudal de 120 l/s, con un agua cuya calidad es buena (180 a 300 mg/l de Cl-). Dadas las características de la obra las posibilidades de contaminación por intrusión de agua marina son difíciles, puesto que se sitúa por encima del nivel del mar. El mismo autor cita otra serie de galerías de captación en la costa dálmata que reproducimos en la tabla 1.

Son muchos los ejemplos que podrían citarse referentes a utilización de estos acuíferos, para distintos usos. Vamos a referirnos sólo a algunos bien documentados.

El acuífero kárstico del macizo de Garraf (Barcelona), está constituido principalmente por calizas del Cretácico inferior, con alta permeabilidad debida a procesos de fracturación-disolución, y donde se aprecia un desarrollo kárstico importante. En este acuífero gran parte del agua captada se dedica a abastecimiento urbano (77%, equivalente a unos 13 Hm3/año) (Torrens, et al., 1992).

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Región Profundidad del pozo (m)

Longitud de la galería (m)

Caudal explotable en estiaje (l/s)

Contenido en Cl- (mg/l)

Dubrava 28 110 35 29Dubrava 40 150 15 50Kovca 70 50 25 29Gustirna 82 270 120 250Zuljane 18 30 10 350Marina 27,5 20 55 300

Tabla 1.- Características de ciertas galerías de captación en la costa dálmata (Mijatovic, 1975).

Por su parte, las Sierras Blanca y Mijas (Costa del Sol malagueña), constituyen una importante unidad hidrogeológica, situada en un sector con fuerte implantación turística. Las reservas anuales del sistema, para un año de pluvimetría media (700 mm/año) se han estimado en 50 Hm3/año, aun cuando la descarga del sistema (a través de ríos y bombeos) supera en ocasiones los 60 Hm3/año. No obstante, aun cuando con descensos de hasta 20 m bajo el nivel del mar, en el campo de pozos de Torremolinos, no se ha observado intrusión marina (Andreu, 1997).

Igualmente, se podría señalar el acuífero carbonatado de las sierras Tejeda-Almijara-Los Guájares (Málaga-Granada), que forma parte del complejo Alpujárride perteneciente a la Cordillera Bética. Este acuífero está constituido, mayoritariamente, por mármoles (con intercalaciones de calcoesquistos y esquistos) y mármoles dolomíticos del Triásico, con un importante desarrollo kárstico (del que es un buen ejemplo la cueva de Nerja). Las reservas de este acuífero se estiman en 40 Hm3/año, y su conexión con el mar se produce a través del macizo de Las Alberquillas, entre el río Higuerón y el barranco de Maro, con una descarga submarina que puede alcanzar varios Hm3/año. Pero, debido al intenso bombeo realizado, para abastecimiento urbano de las poblaciones próximas (aproximadamente 10 Hm3/año), existe un importante riesgo de invertir el flujo, generando intrusión marina (Fernández, et al., 1992).

También podría señalarse, en esas condiciones de riesgo, el caso de la explotación de las aguas subterráneas en el Llano de Inca-La Pobla (Isla de Mallorca), con aguas subterráneas de origen kárstico, que constituyen la principal alimentación de la Albufera de Alcudia, y donde una incorrecta gestión del recurso puede llevar a producir una drástica reducción del aporte de agua y, con ello, un descenso considerable del nivel de agua en la albufera, con inversión del flujo hacia el mar.

REFERENCIAS

Andreu, B. (1997). Hidrogeología de acuíferos carbonatados en las Sierras Blanca y Mijas (Cordillera Bética, Sur de España). CHS-SPUMA. 489 pp. Málaga.

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Barón, A. y González, C. (1987). Hidrología de la Isla de Mallorca. Servei Hidráulic. Govern Balear. 83 pp. Palma de Mallorca.

Burillo Panivino, J.M., Durán Valsero, J.J. y Peinado Parra, T. (1988). TIAC'88. Tecnología de la Intrusión de Acuíferos Costeros, III: 635-643. Almuñécar (Granada).

Calaforra, J.M., et al. (Borrador 2000). The main coastal karstic aquifers of southern Europe. European Commission. COST-621 Action (en elaboración).

Carbonell, M., Koch, M., Terán, W., Pascual, M. y Custodio, E. (1988). Estudio hidrogeológico del sector Moja-Canyelles- Pla de Jorba-Castellet del macizo calcáreo del Garraf. TIAC'88. Tecnología de la Intrusión de Acuíferos Costeros, III: 27-42. Almuñécar (Granada).

Custodio, E. (1975). Metrodología y resultados del estudio hidrogeológico del macizo kárstico de Garraf, Barcelona. Boletín Geológico y Minero. Vol. 86 (1): 31-44. Madrid.

Custodio, E. (1982). Calidad del agua y protección de los acuíferos kársticos ante la contaminación. Reunión monográfica sobre el karst – Larra 82, pp 291-320. Larra (Navarra).

Custodio. E. (1988). Intrusión marina en los acuíferos de la costa catalana. TIAC'88. Tecnología de la Intrusión de Acuíferos Costeros, III: 75-98. Almuñécar (Granada).

Custodio, E. y Bayó, A. (1989). Procesos físico-químicos de disolución-precipitación de carbonatos. Algunos resultados en acuíferos carbonatados españoles (in J.J. Durán y J. López-Martínez, El karst en España). Sociedad Española de Geomorfología. Monografía nº 4, pp. 321-331. Madrid.

Custodio, E. y Galofré, A. (1976). Evolución de la calidad del agua en la surgencia litoral de La Falconera en relación con un gran vertedero de basuras en el macizo de Garraf (Barcelona). II Asamblea Nacional de Geodesia, pp. 2131-2173. Madrid.

Durán, J.J., López-Martínez, J. y del Val, J. (1989). Perspectiva general del karst en España (in J.J. Durán y J. López-Martínez, El karst en España). Sociedad Española de Geomorfología. Monografía nº 4, pp. 13-28. Madrid.

Fernández del Río, G., et al. (1992). Evaluación de recursos hídricos de las sierras Tejeda y Almijara (Málaga-Granada). V Simposio de Hidrogeología. Asociación Española de Hidrología Subterránea, pp. 241-256. Alicante.

Fernández Serrano, M.E. y Herráez, I. (1989). Problemática medioambiental ligada al karst (in J.J. Durán y J. López-Martínez, El karst en España). Sociedad Española de Geomorfología. Monografía nº 4, pp. 403-413. Madrid.

Freixes, A. (1989). El karst en las Cordilleras Costeras Catalanas (in J.J. Durán y J. López-Martínez, El karst en España). Sociedad Española de Geomorfología. Monografía nº 4, pp. 145-149. Madrid.

Giménez Forcada, E. y Morell Evangelista, I. (1988). La intrusión marina en los acuíferos costeros de la provincia de Castellón. TIAC'88. Tecnología de la Intrusión de Acuíferos Costeros, III: 99-109. Almuñécar (Granada).

Ginés, J. y Ginés, A. (1989). El karst en las Islas Baleares (in J.J. Durán y J. López-Martínez, El karst en España). Sociedad Española de Geomorfología. Monografía nº 4, pp. 163-174. Madrid.

Ginés Gracia, J. (2000). El karst litoral en el levante de Mallorca: una

26

aproximación al conocimiento de su morfogénesis y cronología. Tesis doctoral. Departamento de Ciències de la Terra, Universitat de les Illes Balears. 595 pp.

Hanshaw, B.B. y Back, W. (1979). Major chemical proceses in the evolution of carbonate-aquifer systems. Journal of Hydrology. 43:287-312. Ámsterdam.

Hoyos Gómez, M. y Herrero Organero, N. (1989). El Karst en la cornisa cantábrica (in J.J. Durán y J. López-Martínez, El karst en España). Sociedad Española de Geomorfología. Monografía nº 4, pp. 109-120. Madrid.

IGME. (1985). Calidad y contaminación de las aguas subterráneas en España. 3 tomos. Madrid.

Komatina, M. (1975). Development conditions and regionalization of karst (in A. Burger & L. Dubertret, Hydrogeology of Karstic Terrains). International Association of Hydrogeologists, pp. 21-29. París.

LeGrand, H.R. y LaMoreaux, P.E. (1975). Hydrogeology and Hydrology of Karst (in A. Burger & L. Dubertret, Hydrogeology of Karstic Terrains). International Association of Hydrogeologists, pp. 9-19. París.

Llopis Llado, N. (1970). Fundamentos de hidrogeología cárstica. Blume. 269 pp.

Mijatovic, B.F. (1975). Exploitation rationnelle des eaux karstiques (in A. Burger & L. Dubertret, Hydrogeology of Karstic Terrains). International Association of Hydrogeologists, pp. 9-19. París.

Pomar, L. (1989). Espeleotemas freáticos, karst litoral y oscilaciones del nivel del mar durante el Cuaternario en la isla de Mallorca (in J.J. Durán y J. López-Martínez, El karst en España). Sociedad Española de Geomorfología. Monografía nº 4, pp. 265-275. Madrid.

Rodríguez Hernández, L., y Medina Gil, A. (1988). La relación agua continental - agua marina en los embalse subterráneos costeros de la provinciade Alicante. TIAC'88. Tecnología de la Intrusión de Acuíferos Costeros, III: 211-220. Almuñécar (Granada).

Sahún Artiga, B., et al. (1995). Modelo de flujo subterráneo de la Unidad Hidrogeológica del Llano Inca-La Puebla (U.H. 18.11); Mallorca (Baleares). VI Simposio de Hidrogeología. Asociación Española de Hidrología Subterránea, pp. 697-711. Sevilla.

Serrano Orts, Vicente; et al. (1995). Estudio de Investigación de las descargas de agua subterránea al mar por la Sierra de Irta (U.H. 08.07: Maestrazgo). Mancomunidad del Baix-Maestrat (Castellón). VI Simposio de Hidrogeología. Asociación Española de Hidrología Subterránea. pp: 679-696. Sevilla.

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Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 29-41, 2002, Almería

ESTUDIO DE LA SALINIDAD EN EL ACUÍFERO KÁRSTICO COSTERO GÜIRA-QUIVICÁN (CUENCA SUR HABANA)

A. González1, J.R. Fagundo2, P. González2, E. Romero1, S. Jiménez3,G. Benítez2, D. Orihuela1, V. Ferrera3, J. Ramírez4, M. Suárez4

1 Grupo de Hidrogeología y Medio Ambiente. Universidad de Huelva. España2 Centro Nacional de Investigaciones Científicas (CNIC). La Habana. Cuba3 Instituto Nacional de Recursos Hidráulicos (INRH). La Habana. Cuba4 Centro Nacional de Termalismo “Víctor Santamarina”. La Habana. Cuba

RESUMEN.- Se evalúa la salinidad de las aguas subterráneas en el acuífero kárstico costero del sector Güira-Quivicán (cuenca sur de La Habana), en el período 1997-1998, en función de los porcentajes de agua de mar en la mezcla, con el objetivo de definir las zonas hidrogeoquímicas, evaluar las afecciones debidas a la recarga, a la intrusión marina o a la actividad del hombre, e interpretar los procesos geoquímicos que tienen lugar en el acuífero.

Palabras clave: acuífero costero, karst, mezcla agua dulce-agua salada, zonas hidrogeoquímicas, intrusión marina.

ABSTRACT.- The groundwaters salinity is evaluated in the coastal karst aquifer of the sector Güira-Quivicán (south basin of the Havana), in the period 1997-1998, in function of the percentages of sea water in the waters mixing, with the objective of defining the hydrogeochemical zones, to evaluate the due affections to the recharge, to the sea water intrusion or the man's activity, and to interpret the geochemical processes that take place in the aquifer.

Key words: coastal karst aquifer, mixing of waters, hydrogeochemical zones, sea water intrusion.

INTRODUCCIÓN

El acuífero Güira-Quivicán se sitúa en la Cuenca Sur de la Habana entrelas coordenadas N320-345 y E340-370 (Figura 1) y su superficie es de 50 km2

con cotas absolutas que varían entre 1 y 2 m sobre el nivel de mar. La región está constituida por rocas carbonatadas muy permeables de

edad Neógeno, pertenecientes a las formaciones Jaruco, Husillo, Cojimar yGüines. Es un acuífero kárstico cuya trasmisividad varía entre 5.000 y 50.000

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m2/día, mientras el coeficiente de almacenamiento alcanza valores entre 0.15 en condiciones de acuífero libre hasta 0.005 en condiciones de semiconfinamiento (González, 1997).

En esta región se desarrolla un relieve típico de llanura erosiva denudativa, caracterizada por la presencia de diversas formas de tipo exo y endokársticas, tales como lapiaz o “diente de perro”, ponors, dolinas, uvalas, simas, cuevas, casimbas o cenotes, caletas, etc. El drenaje superficial es muy pobre y predomina el flujo subterráneo.

Los sedimentos de cobertura son de tres tipos: aluvial-preluvial,constituido por suelos con gravas, arenas y arcillas, que alcanzan entre 1 y 3 m de espesor; eluvial, el más abundante, constituido por arcillas con espesores entre 3 y 10 m; palustre, compuesto por arcillas lacustres, arenas y turbas de espesores entre 3 y 4 m (López, 1992, in Jiménez et al., 1997).

Isla de CubaN

E

S

O

La Habana

Ciudad de La Habana

AcuíferoGuira-Quivican

Zona de Estudio

0 50 kmMar Caribe

Figura 1.- Localización geográfica del acuífero Güira-Quivicán.

Desde el punto de vista estructural destaca un grupo de fracturas principales orientadas N60° y 150° y otro grupo con menor desarrollo entre N30° y 40°. Estas fracturas regulan el drenaje, que se produce con flujos preferentes a través de conductos muy permeables (Rocamora et al., 1997). En sentido vertical, existe un desarrollo de cavernas asociado a las fluctuaciones glacioeustáticas ocurridas durante el Pleistoceno, que se agrupan principalmente entre las cotas +100 y -70 m (Molerio y Flores, 1997). Los trabajos geofísicos ejecutados en pozos en zonas kársticas costeras de Cuba indican que la velocidad de circulación de las aguas subterráneas es mayor en los primeros 15 a 40 m de profundidad en el acuífero, pudiendo alcanzar valores de hasta 20 m/día y aún mayores (González y Feitó, 1997).

Las precipitaciones medias anuales en el área son de 1398 mm, algo menores que la media nacional (1375 mm). Esa cifra es también menor que la registrada en otras regiones del Caribe: 1930 mm en Trinidad (Granger, 1982) y entre 2000 mm en el período seco hasta cerca de 5000 mm en el período húmedo en las regiones montañosas de Guadalupe (Jeremie, 1982). La mayor parte de las lluvias de la Cuenca Sur de la Habana corresponden a eventos de

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tipo convectivo y ciclones tropicales que se producen en el período húmedo (mayo-octubre). También se producen eventos lluviosos en el período seco o menos húmedo (noviembre-abril), en ocasiones notables, asociados principalmente a los frentes fríos.

El buen drenaje de los suelos, el alto grado de karstificación de las rocas y la gran transmisividad del acuífero, hacen que exista un déficit de recursos hídricos en este sector de la cuenca, a pesar del volumen de lluvia. Las razones son varias. En la década del 70 se realizaron obras de canalización que incrementaron el drenaje de las aguas subterráneas de la zona cenagosa, lo cual provocó un desplazamiento de la interfaz agua dulce-agua de mar tierra adentro. Otro factor que ha contribuido es la salinización de las aguas subterráneas en la región por la intensa explotación a que ha sido sometido el acuífero para el abasto a la población habanera y para el riego de las plantaciones agrícolas. Los acueductos agrupados en un campo de pozos han llegado a extraer un caudal del orden de 3.2 m3/s y los sistemas de riego de 3.5 m3/s (López, 1992, in Jiménez et al., 1997). Entre los años 1984 y 1987 se alcanzaron los valores máximos de explotación en este territorio. Esta situación, unida a una disminución en el régimen de lluvia por debajo de la media anual, incrementó aún más la intrusión marina en el acuífero, por lo cual se tomaron medidas correctoras tales como la regulación del régimen de explotación, la construcción del conjunto hidráulico Pedroso-Mompostón-Güira, consistente en un sistema de presa y derivadora que conduce el agua superficial a través de un canal para uso agrícola en el área, y la construcción del Dique Sur, consistente en una barrera impermeable con una altura entre 1 y 1.5 m sobre el nivel del mar. Todo esto, junto al restablecimiento del régimen normal de precipitación, ha contribuido a aumentar el nivel del agua subterránea, desplazar la interfaz agua dulce-agua de mar hacia la costa y mejorar la calidad de las aguas (González, 1997).

Este trabajo tiene como objetivo mostrar el comportamiento de la salinidad de las aguas en la región en función del porcentaje de agua de mar en la mezcla, lo que permitirá conocer la evolución espacial y temporal de la calidad de las aguas subterráneas kársticas.

MATERIALES Y MÉTODOS

La investigación se ha realizado en una red de observación para el monitoreo de los niveles piezométricos y la calidad de las aguas subterráneas. Se seleccionó un perfil de pozos orientado en dirección N-S (Figura 2).

El muestreo de agua se realizó con periodicidad mensual a partir del mesde enero de 1997, a tres profundidades diferentes representativas de las zonas de agua dulce, agua de mezcla (interfaz) y agua salada. Se seleccionaron 7 pozos (Figura 2): Playa Cajío (a 200 m de la línea de costa, cota topográfica 0.91 m, muestreo a 2, 17-18 y 19-23 m de profundidad), Álvaro Barba (a 2500 m de la costa, cota topográfica 1.87 m, muestreo a 3, 23 y 25-34 m), Cala 10 (a 4500 m de la costa, cota topográfica 1.97 m, muestreo a 2-10, 20.5 y 25 m), Santa Ana (a 4900 m de la costa, cota topográfica 4.73 m, muestreo a 5, 20-30 y 38 m), Liliana Dimitrova (a 8600 m de la costa, cota topográfica 8.96 m,

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muestreo a 8, 44.5, 46 y 50 m), Sotolongo Díaz (a 9000 m de la costa, cota topográfica 10.86 m, muestreo a 10-11, 40, 43 y 50 m) y Rancherita (a 13500 m de la costa, cota topográfica 16 m, muestreo a 20 m de profundidad).

Liliana DimitrovaSotolongo

Soledad

Mamey

Morenita La CucharaSegui

MederosSanta Ana

Alvaro Barba

Cala 10

Playa Cajio

Mar Caribe

LeyendaPiezómetroPozo BatométricoEstación Climática

PluviómetroPluviógrafoCarreteras

N

S

EO

0 5 km

Figura 2.- Ubicación de los puntos de control.

Los registros de conductividad eléctrica in situ a diferentes profundidades se realizaron con un equipo ORION 524 con 100 m de cable, tomándose las muestras mediante hidrocaptores modelo SEBA de nacionalidad alemana.

Los cálculos del porcentaje de agua de mar en las muestras se realizaron tomando al ión cloruro como conservativo mediante la fórmula siguiente:

� � � �� �Porcentaje de mezcla =

Cl - -agua dulce

-agua de mar

muestraCl

Clx

�

100

Como representativo del agua dulce se tomó el pozo Rancherita (Figura 2), donde las concentraciones de Cl- (del orden de 1 meq/l) son controladas únicamente por las lluvias y los procesos de evapotranspiración que se producen en la zona no saturada del acuífero. La muestra representativa de agua de mar se tomó en la Playa Cajío (Figura 2), el punto más meridional de la zona de estudio.

Para el cálculo de los porcentajes de agua de mar en la mezcla, en aquellos tramos de profundidad donde no fueron tomadas muestras, se utilizó la conductividad eléctrica obtenida a través de los registros verticales (Figura 3).

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10000 30000 500000 20000 40000 60000

0.00

10.00

20.00

30.00

40.00

25.40 25.80 26.2025.20 25.60 26.00

Temperatura (ºC)

Cond. ( S/cm)

Prof

undi

dad

(m)

�

Temperatura

Conductividad

Figura 3.- Registro vertical de conductividad eléctrica y temperatura (pozo Álvaro Barba, 14 julio 1997).

Pozo Ecuación Coeficiente de correlación (r)Sotolongo Díaz % mez.=0.0101-5.4645*CE 0.9959Liliana Dimitrova % mez.=0.0102-9.0374*CE 0.9992

Santa Ana % mez.=0.0105-8.5369*CE 0.9993Cala 10 % mez.=0.0106-10.313*CE 0.9990

Álvaro Barba % mez.=0.0111-8.3954*CE 0.9976Playa Cajío % mez.=0.0113-11.942*CE 0.9972

Tabla 1.- Correlación porcentaje de mezcla-conductividad eléctrica en los pozos con muestra de agua subterránea (5 % de error).

Para ello, y en cada pozo, se utilizó la correlación estadística entre la conductividad eléctrica y el porcentaje de mezcla a las profundidades en que se tomaron muestras (Tabla 1). El procesamiento de los datos se ha realizado con EXCEL, ACCESS y GRAPHERWIN.

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Salinidad de las aguas en función del porcentaje de agua de mar en la mezcla

De acuerdo con los porcentajes de agua de mar en la mezcla, calculados en las diferentes muestras, se procedió a hacer una clasificación de las distintas zonas hidrogeoquímicas que conforman el acuífero (Tabla 2).

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Pozo Profundidad (m)

% mezcla TSD (g/l)

CE(�S/cm) Nº

Zona Hidrogeoquímica Tipo de agua presente

Rancherita 20 0 0.5 655-765 I Agua dulce

L. Dimitrova 8-37-40 0.3-0.8 0.6-0.8 948-1300 II Agua dulce muy poco salinizada

Sotolongo Díaz 10-11 0.2-0.4 0.6-0.7 598-1000 II Agua dulce muy poco salinizada

Cala 10 2-10 0.4-2.1 0.6-1.2 887-1831 II Agua dulce muy poco salinizada

Playa Cajío 2-15 3.6-5.0 1.8-2.3 2600-4000 III Agua dulce ligeramente salinizada

Álvaro Barba 3-10-15-20 1.2-4.0 0.7-1.9 999-3000 III Agua dulce ligeramente salinizada

Cala 10 5 2.6 1.4 2600 III Agua dulce ligeramente salinizada

Santa Ana 5-12 2.1-3.9 1.2-1.9 1730-3000 III Agua dulce ligeramente salinizada

Sotolongo Díaz 40-41 0.8-2.7 0.7-1.5 1000-2520 III Agua dulce ligeramente salinizada

Playa Cajío 17 4.5-18 2-6.8 3340-10080 IV a Agua salobre (zona de mezcla, parte alta)

Álvaro Barba 21.5 14.0 4.5 8070 IV a Agua salobre (zona de mezcla, parte alta)

Cala 10 15-20.5 8.2-23.7 2.8-5.2 5400-9680 IV a Agua salobre (zona de mezcla, parte alta)

Santa Ana 20-30 5.9-23.6 2.5-8.6 4290-13000 IV a Agua salobre (zona de mezcla, parte alta)

L. Dimitrova 44.5 11.4 4.7 7280 IV a Agua salobre (zona de mezcla, parte alta)

Sotolongo Díaz 43-46 2-23.5 1.1-8.7 1823-13690 IV a Agua salobre (zona de mezcla, parte alta)

Playa Cajío 17.5 32.6 10.9 17000 IV b Agua salobre (zona de mezcla, parte baja)

Álvaro Barba 23 20.3-61.8 6.7-19.7 11800-32000 IV b Agua salobre (zona de mezcla, parte baja)

Cala 10 21 35.12 12.5 19630 IV b Agua salobre (zona de mezcla, parte baja)

Santa Ana 30.7 30.15 10.9 17000 IV b Agua salobre (zona de mezcla, parte baja)

L. Dimitrova 46 33.3 12.3 20600 IV b Agua salobre (zona de mezcla, parte baja)

Sotolongo Díaz 47 36.70 13.4 21000 IV b Agua salobre (zona de mezcla, parte baja)

Playa Cajío 19-23 57-100 20.1-38.9 31000-54000 V Agua salada Álvaro Barba 25-34 70.1-100 22.9-35.2 35700-52000 V Agua salada

Cala 10 25 45.3-72.1 15.3-25.2 26500-38800 V Agua salada Santa Ana 38 45.8-69.4 18.9-24.8 32100-38000 V Agua salada

L. Dimitrova 47 63.7 23 36000 V Agua salada Sotolongo Díaz 50.5 67.36 24.3 38000 V Agua salada

Agua de Mar 2 100 34.2-35.4 46300-50900 Agua salada

Tabla 2.- Zonas hidrogeoquímicas del acuífero Güira-Quivicán (cuenca sur de La Habana) en función del porcentaje de mezcla agua dulce-agua de mar, total de sólidos disueltos (TSD) y conductividad eléctrica (CE) de las muestras de agua.

34

Variación espacial y temporal del contenido de cloruro en las aguas

Como el contenido de Cl- en los acuíferos kársticos costeros está asociado fundamentalmente al fenómeno de intrusión marina, la concentración de este ion a las diferentes profundidades en que se tomaron las muestras en los pozos brinda una valiosa información acerca del grado de desarrollo de este fenómeno.

El empleo de métodos gráficos permite apreciar la distribución espacial de la concentración de Cl- e interpretar el efecto del fenómeno de intrusión marina y de la ocurrencia de heterogeneidades hidrogeoquímicas en el acuífero. Para ello se han realizado mapas de isocontenido en Cl- (g/l) tomando el valor medio de la concentración de este ion en cada zona hidrogeoquímica identificada en el acuífero (Tabla 2).

Hemos pretendido así observar en un mismo gráfico la evolución de la calidad de las aguas en el acuífero desde las áreas de alimentación hasta las de descarga y conocer la geometría de las diferentes zonas hidrogeoquímicas detectadas (Figura 4).

Se observa un nivel superior (aguas con baja salinidad) en el que la concentración en Cl- aumenta con la proximidad a la costa (Playa Cajío), efecto típico de la zona de avance de la cuña salina. No ocurre así en la zona de mezcla consolidada, tanto en su parte alta como en la baja, donde las concentraciones en Cl- aumentan en los alrededores de los pozos Álvaro Barba y Sotolongo Díaz, apreciándose una disminución en las proximidades del pozo Santa Ana que se encuentra ubicado entre los dos pozos anteriores.

Zona superior con aguas de baja salinidad (II y III)Playa Cajío.................... 2-15 (m)Álvaro Barba................. 3-10-15-20 (m)Cala 10.......................... 2-5-10 (m)Santa Ana...................... 5-12 (m)Liliana Dimitrova........... 8-37-40 (m)Sotolongo Díaz.............. 10-11-40-41 (m)

0 2 4N km

Mar Caribe

Figura 4.- Isocloruros (g/l) en el acuífero Güira-Quivicán (cuenca sur de La Habana)Zona superior (aguas de baja salinidad).

35

Zona de mezcla, parte alta (IVa)Playa Cajío............. 17 (m)Álvaro Barba........... 21,5 (m)Cala 10.................... 15-20,5 (m)Santa Ana............... 20-30 (m)Liliana Dimitrova....... 44,5 (m)Sotolongo Díaz........ 43-46 (m)

Zona de mezcla, parte baja (IVb)Playa Cajío................ 17,5 (m)Álvaro Barba.............. 23 (m)Cala 10....................... 21 (m)Santa Ana ................. 30,7 (m)Liliana Dimitrova......... 46 (m)Sotolongo Díaz.......... 47 (m)

0 2 4

N

km

Mar Caribe

N

Mar Caribe

Figura 4 (continuación). Parte alta y baja de la zona de mezcla.

36

Zona de agua salada (V)Playa Cajío............... 19-23 (m)Álvaro Barba............. 25-34 (m)Cala 10..................... 25 (m)Santa Ana................ 38 (m)Liliana Dimitrova....... 47 (m)Sotolongo Díaz......... 50,5 (m)

0 2 km4

N

Mar Caribe

Figura 4 (continuación). Zona de agua salada.

Esta anomalía es típica de la presencia de un cono de descenso producto de la sobreexplotación del acuífero en esos dos pozos, y controla la distribución del ion Cl- en este nivel intermedio del acuífero, muy sensible a los cambios del porcentaje de mezcla como se ha visto en la Tabla 2. En el caso de la zona inferior (agua salada de mar), se observa que disminuye la concentración en Cl-en dirección sur-norte a medida que nos alejamos de la costa, aunque esta disminución es mayor en dirección sureste y noreste en la diagonal donde se encuentran situados los pozos Santa Ana y Liliana Dimitrova.

Estos fenómenos también se pueden observar en la Figura 5, en la que se presenta la evolución de los porcentajes de mezcla con la profundidad en que fueron tomadas las muestras en cada uno de los puntos de la red de control y con la distancia al mar. En este perfil se han delimitado las zonas hidrogeoquímicas determinadas con anterioridad, para observar la geometría de la zona de mezcla y de la cuña salina. Se observa que la morfología de la superficie que separa las diferentes zonas hidrogeoquímicas está distorsionada por los efectos ya comentados de sobreexplotación del acuífero en los pozos Álvaro Barba y Sotolongo Díaz, lo que da origen, además, a la presencia de un “umbral de mezcla” entre ambos que hace que los porcentajes de mezcla en el pozo Santa Ana sean menores que los que se observan en el resto, hecho que confirma lo observado en la figura 4.

37

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 4500 5000 5500 6000 6500 7000 7500 8000 8500 9000

Distancia a la costa (metros)

-50

-45

-40

-35

-30

-25

-20

-15

-10

-5

0

Prof

undi

dad

(m)

Playa CajíoÁlvaro Barba

Cala 10Santa Ana L. Dimitrova

Sotolongo Díaz

15 m

17 m17.5 m

23 m

20 m

21.5 m

23 m

34 m

10 m

20.5 m21 m

25 m

12 m

30 m30.7 m

38 m

40 m

44.5 m

46 m

50 m

41 m

46 m47 m

50.5 m

4.98 %

10.13 %32.6 %

100 %

3.99 %

13.91 %

41.21 %

95.26 %

2.13 %

14.83 %35.12 %

64.78 %

3.90 %

10.41 %30.15 %

61.02 %

0.80 %

11.47 %

33.29 %

73.02 %

1.67 %

23.46 %36.70 %

67.36 %

II y IIII

IVa

V

II y III.- Agua con baja salinidadIVa.- Zona de mezcla, parte altaIVb.- Zona de mezcla, parte bajaV.- Zona de agua salada

IVb

Nivel piezométrico

N

47 m

Figura 5.- Perfil de porcentaje de mezcla en función de la profundidad y la distancia a la costa, en los principales pozos de la red de control (acuífero Güira-Quivicán, cuenca sur de La Habana).

Tal como señala Aminot (1974), una variable hidroquímica tiene validez limitada para fines de caracterización, y una mayor información se obtiene de la evolución temporal del quimismo de las aguas en las emergencias o en pozos a lo largo de un perfil. Como la composición química del agua evoluciona en su movimiento a través de los sistemas carbonatados, la información hidroquímica obtenida en determinados sitios de control ofrece una información adicional acerca del tiempo de residencia y de las condiciones en que se mueve el agua.

En la Figura 6 se muestran los resultados de la variación en el tiempo (período enero 1997 a mayo 1998) del contenido en Cl- (meq/l) y su relación con las precipitaciones para las tres profundidades de muestreo, correspondientes a las zonas hidrogeoquímicas definidas con anterioridad, en tres de los pozos más representativos de la red de control: Sotolongo Díaz (a), Alvaro Barba (b) y Playa Cajío (c).

Del análisis de estas series cronológicas se deduce la existencia de dos patrones de fluctuación diferentes: uno que no responde al régimen de precipitación, representado por el pozo Playa Cajío a 3 m (Figura 6 c), lo que puede deberse a la influencia de las mareas ya que este pozo se encuentra apenas unos 200 metros de distancia del mar, y otro, que presenta una respuesta más o menos desplazada en tiempo, que incluye a los pozos

38

Sotolongo Díaz y Álvaro Barba (en los tres niveles de profundidad, Figura 6 a y b) y al propio pozo Playa Cajío a las restantes profundidades (Figura 6 c), con tiempos de memoria del acuífero entre 1 y 3 meses, lo cual es propio de un acuífero carbonatado con gran desarrollo kárstico.

01/3

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6/98

0

20

40

60

80

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04/2

5/97

05/2

9/97

06/2

7/97

07/1

4/97

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2/97

09/2

9/97

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12/2

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02/2

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03/2

8/98

05/0

6/98

2.0

2.5

3.0

3.5

5

10

15

20

100

200

300

400

Lluv

ia d

iaria

(mm

)

Cl (

40 m

)

Cl (

5 0 m

)

Cl (

11 m

)Lluvia

Cloruros a 11 m de profundidad

Cloruros a 40 m de profundidad

Cloruros a 50 m de profundidad

Con

cent

raci

ón (m

eq/l)

(a)

Figura 6.- Variación temporal de Cl- (meq/l) con las precipitaciones en pozos representativos del acuífero Güira-Quivicán (cuenca sur de La Habana) en el período enero 1997–mayo 1998. Pozo Sotolongo Díaz.

01/3

1/97

02/2

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03/2

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04/2

5/97

05/2

9/97

06/2

7/97

07/1

4/97

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2/97

09/2

9/97

10/3

0/97

12/2

2/97

01/3

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02/2

7/98

03/2

8/98

05/0

6/98

0

20

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60

80

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02/2

7/97

03/2

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04/2

5/97

05/2

9/97

06/2

7/97

07/1

4/97

09/0

2/97

09/2

9/97

10/3

0/97

12/2

2/97

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02/2

7/98

03/2

8/98

05/0

6/98

Lluv

ia d

iaria

(mm

)

0

10

20

30

100

200

300

400

480

520

560

600

Cl (

23 m

)

Cl (

34 m

)

Con

cent

raci

ón (m

eq/l)

(b)

Lluvia

Cl (

3 m

)

Cloruros a 3 m de profundidad

Cloruros a 23 m de profundidad

Cloruros a 34 m de profundidad

Figura 6 (continuación).- Pozo Álvaro Barba.

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01/3

1/97

02/2

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03/2

8/97

04/2

5/97

05/2

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2/97

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9/97

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0

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80

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02/2

7/97

03/2

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04/2

5/97

05/2

9/97

06/2

7/97

07/1

4/97

09/0

2/97

09/2

9/97

10/3

0/97

12/2

2/97

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02/2

7/98

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8/98

05/0

6/98

20

24

28

32

20

40

60

80

100

120

300

400

500

600

700

Lluv

ia d

iaria

(mm

)

Lluvia

Cloruros a 2 m de profundidad

Cloruros a 17 m de profundidad

Cloruros a 23 m de profundidad

Cl (

17 m

)

Cl (

23 m

)

Con

cent

raci

ón (m

eq/l)

(c)

Cl (

2 m

)

Figura 6 (continuación).- Pozo Playa Cajío.

CONCLUSIONES

El acuífero kárstico costero del sector Güira-Quivicán (Cuenca Sur de La Habana) presenta zonas hidrogeoquímicas bien diferenciadas con relación al porcentaje de agua de mar en la mezcla como resultado del efecto combinado de la recarga por lluvia, el aporte de una zona de marismas cercano a la costa, el efecto de la intrusión marina -principal responsable de la salinización del acuífero- y la actividad del hombre que sobreexplota el acuífero para el abasto a la población y riego agrícola.

La variación espacial del contenido en Cl- de las aguas refleja el efecto de la heterogeneidad y la sobreexplotación local en el acuífero, y la variación temporal del mismo pone de manifiesto patrones de evolución controlados por el régimen de precipitación y de marea.

El efecto combinado de estos factores es un complejo desarrollo kárstico, consecuencia de los procesos geoquímicos que han tenido lugar durante el Cuaternario, en condiciones de cambio de nivel oceánico y movimientos neotectónicos -ascenso y descenso regional-.

AGRADECIMIENTOS

Este trabajo forma parte de los resultados obtenidos en las actividadeshispano-cubanas desarrolladas durante los años 1997 a 1999 en el proyecto conjunto Evaluación Automatizada de los Acuíferos Cársicos Costeros ante el Impacto del Hombre y los Cambios Globales, en el marco del convenio entre la

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Dirección General de Universidades de la Junta de Andalucía y la Agencia Española de Cooperación Internacional para ayudas en materia de Cooperación Universitaria Andaluza con los Países de Lengua Hispana de Centroamérica y Caribe Insular, y se ha llevado a cabo a través de la Universidad Internacional de Andalucía (Sede Iberoamericana de La Rábida, Huelva, España).

REFERENCIAS

Aminot, A. (1974). Gochimie des eaux d’aquiferes karstiques. 2- Les analyses chimiques en Hidrologie Karstique. Ann. Speleol., 29 (4): 462-486.

González, A. (1997). La recarga artificial contra la intrusión salina. ¿Hasta dónde resulta eficaz en las formaciones cársicas?. Investigaciones Hidrogeológicas en Cuba, 89-103. D.M. Arellano, M.A. Gómez-Martín, I. Antiguedad, Eds. Bilbao.

González, A. y R. Feitó (1997). Obras costeras contra la intrusión salinapara el beneficio de los recursos explotables de una cuenca subterránea. Investigaciones Hidrogeológicas en Cuba, 71-86. D.M. Arellano, M.A. Gómez-Martín, I. Antiguedad, Eds. Bilbao.

Granger, O.E. (1982). Climatic fluctuations in Trinidad, West Indies and their implications for water resources planning. Caribean Journal of Sience,Univ. Puerto Rico, 17 (1-4), 173-201.

Jeremie, J.J. (1982). Contribution aà l’étude géochimique des eaux souterraines froides de la basse-terre (Guadeloupe, Petites Antilles). Caribean Journal of Sience, Univ. Puerto Rico, 17 (1-4), 133-150.

Jiménez, S., E.R. Santiesteban, J.A. Arencibia (1997). Evolución de la intrusión marina en el acuífero de la costera Sur de La Habana. InvestigacionesHidrogeológicas en Cuba, 115-123. D.M. Arellano, M.A. Gómez-Martín, I. Antiguedad, Eds. Bilbao.

Molerio, L.F., E. Flores (1997). Paleoclimas y paleocarsos: los niveles de cavernamiento y la variabilidad del clima tropical en el golfo de México y el Caribe. Investigaciones Hidrogeológicas en Cuba, 225-223. D.M. Arellano, M.A. Gómez-Martín, I. Antiguedad, Eds. Bilbao.

Rocamora, E., M.G. Guerra, E. Flores (1997). Factores morfoestructurales e intrusión marina en acuíferos carbonatados. Caso de estudio, Cuenca Sur de La Habana. Investigaciones Hidrogeológicas en Cuba, 175-185. D.M. Arellano, M.A. Gómez-Martín, I. Antiguedad, Eds. Bilbao.

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Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 43-49, 2002, Almería

SOBRE LAS CARACTERÍSTICAS HIDROQUÍMICAS DEL ACUÍFERO DE MARTIL-ALILA (TETUÁN, MARRUECOS)

J. Stitou el Messari1, J.C. Cerón2, A. Pulido Bosch3,K.Targuisti1 y N. Aoulad Mansour4

1 Dpto. de Geología. Universidad Abedel Malek-Essaadi. Tetuán. Marruecos. 2 Dpto. de Geodinámica y Paleontología. Universidad de Huelva. 3 Dpto.de Hidrogeología y Q. A. Universidad de Almería. 4 Laboratoire Régional de L’Environnement. Tetuán. Marruecos.

RESUMEN.- El acuífero costero de Martil-Alila está formado principalmente por conglomerados, arenas y gravas, y que puede alcanzar una potencia de 30 m y tener un contenido más arcilloso hacia el sur. Las aguas subterráneas del acuífero son de facies clorurada sódica, principalmente, y mixtas. Presentan un cierto carácter termal con temperaturas cercanas a los 26 ºC. La conductividad es alta en general, con valores que pueden superar los 6000 �S/cm. Destaca la concentración elevada en algunas muestras de los iones cloruro y sodio, con valores de concentración que pueden llegar a superar los 1200 y 800 mg/l respectivamente. La facies predominante en las aguas en la clorurada sódica, seguida de la mixta. La salinidad de las aguas estaría relacionada con la infiltración de aguas superficiales, sometidas a procesos de concentración por evaporación, con el vertido de residuos líquidos y sólidos urbanos y agrícolas, y con la existencia de intrusión marina en las zonas del acuífero próximas a la población de Martil.

Palabras clave: Hidrogeoquímica, termalismo, salinización, contaminación, intrusión marina.

INTRODUCCIÓN

El acuífero detrítico costero de Martil-Alila se encuentra situado al norte de Marruecos (figura 1). Posee una superficie cercana a los 87 km2; en él se sitúan las poblaciones de Tetuán y Martil. Geomorfológicamente, el área corresponde a una llanura aluvial con una pendiente media en torno al 2 % y con cotas comprendidas entre 0 y 10 m. En su parte meridional se encuentra el río Alila, el cual posee un régimen hídrico discontinuo; en su zona septentrional se localiza el río Martil, de régimen hídrico permanente.

El clima del área es mediterráneo sub-húmedo. Los valores anuales medios de precipitación y temperatura son de aproximadamente 650 mm y 16,3 ºC respectivamente (para un periodo comprendido entre los años 1963 y1995); para el mismo período anterior, la evapotranspiración real, obtenida

43

por el método de Thornthwaite y para un valor de la capacidad de campo de 50 mm, fue de 465 mm, mientras que la lluvia útil estimada se encuentra en torno a 128 mm.

En el área estudiada se ha observado en los últimos años un aumento progresivo y notable de la población, lo que ha originado un importante aumento de la demanda de agua del acuífero, así como un crecimiento del vertido de residuos líquidos y sólidos urbanos.

Geología

Geológicamente, el acuífero de Martil-Alila se encuentra en el dominio interno de la cordillera Rifeña. Las rocas que afloran alrededor del acuífero (figura 1) corresponden a esquistos y pelitas del Complejo Gomáride, micasquistos y gneises del Complejo Sébtide, carbonatos de la Dorsal Caliza y materiales de flysch. El sustrato del acuífero está formado por margas y arcillas. Por último, los materiales que constituyen el acuífero, y cuyo espesor puede llegar a los 30 m, corresponden fundamentalmente a conglomerados, arenas y gravas de edad Plio-Cuaternario; hacia la zona sur, se observa un predominio más arcilloso en los sedimentos.

Figura 1.- Situación geográfica y esquema geológico de la zona de estudio (1: Plio-Cuaternario; 2: Complejo Sébtide; 3: Flysch; 4: Dorsal caliza; 5: Complejo Gomáride).

44

Hidrogeología

En relación con las características hidrogeológicas del acuífero, la transmisividad varía entre 17 m2/d y 7690 m2/d, teniendo un valor medio de 2074 m2/d; el coeficiente de almacenamiento tiene valores entre 4,6.10-3 y 6,6.10-4 (El Morabiti y Pulido-Bosch, 1994; Direction Régionale de l’Hydraulique, 1998). Los valores más elevados de transmisividad se encuentran próximos los cauces de los ríos Martil y Alila; por el contrario, los más bajos se sitúan hacia la parte sur del acuífero. La infiltración de lluvia da lugar a la principal recarga del acuífero. También, el acuífero constituido por los materiales carbonatados de la Dorsal Caliza contribuye a las entradas; en menor medida, el retorno de riego es también otra fuente de recarga. Las salidas del acuífero se producen fundamentalmente por las extracciones por bombeo; también se constatan pérdidas al mar.

CARACTERÍSTICAS HIDROGEOQUÍMICAS DEL AGUA SUBTERRÁNEA

Para estudiar los principales rasgos hidroquímicos de las aguas del acuífero se tomaron muestras en distintos puntos (figura 2). Los resultados de las diferentes variables fisicoquímicas analizadas se pueden ver en la tabla 1. El ion carbonato se determinó en todas las muestras, pero solamente se encontró en las aguas de los pozos nº 5 y nº 9, con valores de 3 y 36 mg/l respectivamente.

Figura 2.- Situación de los distintos puntos acuíferos en los que se determinaron sus principales características fisicoquímicas (1: pozo; 2: sondeo).

Con respecto a la temperatura, se encuentran valores comprendidos entre 20 y 26 ºC, y que señalan que tienen un cierto carácter termal (de acuerdo con el criterio de Schoeller). Desde el punto de vista de la salinidad, las aguas del acuífero analizadas presentan diferencias extremas. Así, se tiene la muestra nº 1 con una conductividad de 250 µS/cm y concentraciones de cloruro y sodio de 20

45

y 14 mg/l respectivamente; por el contrario, la muestra nº 4 tiene la conductividad más alta, con 6200 µS/cm y los contenidos en los iones cloruro y sodio más elevados, con valores de 1410 y 827 mg/l respectivamente. Con respecto al ion nitrato, destacan los puntos acuíferos nº 2, 5, y 10 con valores de concentración superiores a 50 mg/l. En la tabla 2 se muestran los valores mínimos, máximos, medios y de desviación estándar de las diferentes variables analizadas.

Muestra Temp. pH Cond. Cl- SO42- HCO3

- Ca2+ Mg2+ Na+ K+ NO3-

1 23,0 7,2 250 20 14 108 17 13 14 1 12 21,0 6,8 4060 1123 324 433 371 127 366 10 763 24,0 8,0 850 526 155 439 134 52 361 6 34 21,5 7,8 6200 1410 307 451 151 124 827 10 315 21,0 7,8 996 140 37 91 30 30 54 2 536 20,0 7,2 1958 519 695 524 277 107 323 41 nd7 20,0 7,8 920 266 313 313 117 65 189 10 nd8 26,0 7,4 1197 216 88 183 46 26 175 13 89 21,3 8,4 714 211 140 305 62 62 156 7 nd

10 22,0 7,8 3110 598 163 154 77 62 320 6 129

Tabla 1.- Datos fisicoquímicos de las distintas variables analizadas (Temperatura en ºC; Conductividad en µS/cm; iones en mg/l; nd: no determinado).

Variable Mínimo Máximo Media Desviación estándar Temp. 20,0 26,0 22,0 1,9pH 6,8 8,4 7,6 0,5Cond. 250 6200 2026 1884,7Cl- 20 1410 503 448,0SO4

2- 14 695 224 199,9HCO3

- 91 524 300 158,4Ca2+ 17 371 128 114,3Mg2+ 13 127 67 40,4Na+ 14 827 278 229,3K+ 1 41 10 11,4

Tabla 2.- Valores mínimos, máximos, medios y de desviación estándar de las variables determinadas en las muestras tomadas en el acuífero (Temperatura en ºC; Conductividad en µS/cm; iones en mg/l).

En el diagrama de Piper (figura 3) se puede ver que la facies predominante en las muestras de agua obtenidas en el acuífero es la clorurada sódica (nº 2, 3, 4, 5, 8 y 10), seguida de la mixta (nº 6, 7 y 9) y bicarbonatada cálcica (nº 1). La muestra 1 es la que tiene una relación Cl-/HCO3

- más baja (tabla 3), de 0,3, y que aumenta a valores comprendidos entre 1,2 y 1,7 en la muestras nº 6, 7, 8. Por el contrario, los valores más elevados de esta relación, comprendidos entre 2 y 6,6 se presentan en el resto de las muestras. Con respecto a la relación Cl-/SO4

2- los valores más bajos se encuentran también en las muestras 1, 6, 7 y 9, variando

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entre 1 y 2; en el resto de las muestras están comprendidos entre 3,3 y 6,2. Finalmente, la relación Cl-/Na+ tiene valores próximos a 1, excepto en las muestras 2 y 5, con valores de 2 y 1,7 respectivamente.

Estas diferencias en las características hidroquímicas de las aguas del acuífero, parecen poner de manifiesto tres grupos distintos. El primero, hacia el extremo suroeste y formado por la muestra nº 1; el segundo, hacia el extremo noreste y constituido por las muestras nº 6, 7 y 9; y el tercero, formado por las muestras nº 2, 3, 4, 5, 8 y 10. La naturaleza detrítica del acuífero, formada por cantos de rocas carbonatadas principalmente, condicionaría la facies bicarbonatada cálcica y la baja salinidad de la muestra 1; a su vez, esta muestra es la que tiene la relación Cl-/HCO3

- más baja (tabla 3) y la mayor subsaturación en calcita, dolomita y yeso (figura 4).

Figura 3.- Diagrama de Piper con las proporciones iónicas registradas en el área de estudio.

Por otra parte, el hecho de que el acuífero de Martil-Alila sea un acuífero costero obliga a considerar la posibilidad de la existencia de minerales evaporíticos relacionados con antiguos episodios de variaciones del nivel del mar. Ejemplo de esto serían el resto de las muestras, explicándose así la mayor salinidad, y menor subsaturación en yeso que presentan respecto de la comentada anteriormente (figura 4). Sin embargo, dentro de éstas, se distinguen unas con facies claramente clorurada sódica y con valores de la relación Cl-/ SO4

2- superiores a 3,3, de otras con facies mixtas (6, 7 y 9) y que estaría en relación con rocas de carácter más sulfatado, como parecen también señalar los valores más bajos que tiene la relación Cl-/ SO4

2- (entre 1 y 2). La existencia de intercalaciones de materiales arcillosos en las rocas del

acuífero, daría lugar a procesos de cambio iónico y afectarían a los valores de la relación Cl-/ Na+ y Cl-/ K+. Con respecto a las muestras nº 6, 7 y 9 se observa

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que los valores de la relación Cl-/ Na+ (entre 0,9 y 1,0) son más bajas que en las demás muestras (entre 1,1 y 2,0); en el mismo sentido, la relación Cl-/ K+ también tiene sus valores más bajos en estas muestras (entre 13,9 y 29,3). Estas diferencias podrían deberse a la variabilidad de la intensidad del proceso de cambio iónico, que estaría condicionada por la distribución espacial de las intercalaciones de los niveles arcillosos dentro del acuífero.

Muestra Cl-/ HCO3- Cl-/ SO4

2- Cl-/ Na+ Cl-/ K+

1 0,3 1,9 0,9 24,82 4,4 4,7 2,0 123,53 2,0 4,6 0,9 103,34 5,3 6,2 1,1 158,85 2,6 5,1 1,7 81,16 1,7 1,0 1,0 13,97 1,4 1,2 0,9 29,38 2,0 3,3 0,8 18,39 1,2 2,0 0,9 33,2

10 6,6 5,0 1,2 113,4

Tabla 3.- Principales relaciones iónicas obtenidas en las muestras tomadas.

-4

-3

-2

-1

0

1

2

3

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10CalcitaDolomitaYeso

Figura 4.- Valores de los índices de saturación de calcita, dolomita y yeso en las muestras de agua obtenidas en el acuífero.

Con respecto a la relación Cl-/HCO3- estas son superiores a 1, si bien se

observa que, nuevamente, son las muestras nº 6, 7 y 9 las que tienen unarelación Cl-/HCO3

- comprendida ente 1,2 y 1,7, mucho más baja que el resto, donde varía entre 2,0 y 6,6. Esto lleva a pensar que existe otro proceso que estaría afectando a estas muestras y que se manifestaría en los valores más bajos de esta relación; las mediciones de conductividad realizadas por la Direction Régionale de l’Hydraulique en un sondeo situado entre la población de Martil y la línea de costa dan valores superiores a 15000 �S/cm, lo que permite suponer la existencia de un proceso de intrusión marina que podría

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afectar a zonas del acuífero cercanas a la población de Martil. Finalmente, el vertido de los residuos líquidos y sólidos urbanos de las

poblaciones de Tetuán y Martil principalmente, y también los residuos de la actividad agrícola constituyen importantes fuentes puntuales de contaminación, tal como parecen indicar las altas concentraciones de ion nitrato encontradas en algunas muestras.

CONCLUSIONES

El estudio de las características hidroquímicas de las aguas subterráneas del acuífero detrítico de Martil-Alila, pone de manifiesto que la facies predominante es la clorurada sódica. También se observa que las aguas presentan un cierto termalismo. Los valores de conductividad son relativamente elevados, pudiendo llegar a tener más de 6000 �S/cm. Algunos iones tienen concentraciones elevadas; así, se registran concentraciones de cloruros superiores a 1200 mg/l y de sodio por encima de 800 mg/l. Los distintos procesos que contribuyen a la salinidad de las aguas se asocian a la concentración por evaporación y posterior infiltración de aguas superficiales. También con el vertido incontrolado de los residuos líquidos y sólidos urbanos de las principales poblaciones del área; los residuos de la actividad agrícola también contribuyen a salinidad de las aguas. Finalmente, parece que el proceso de intrusión marina puede extenderse a zonas del acuífero próximas a la población de Martil.

AGRADECIMIENTOS

Nuestro especial agradecimiento a la Direction Régionale de l’Hydraulique de Lookkos de Tetuán por permitir la consulta de la información. Este estudio se ha realizado en el marco de los proyectos de acción conjunta M-E 29/P/00 (AECI) y PROTARS P2T3/39 (CNRS).

REFERENCIAS

Direction Régionale de l’Hydraulique (1988). Notes sur l’hydrogéologie des aquifères côtiers. (Informe inédito) 120 p.

El Morabiti, K. y Pulido Bosch, A. (1994). Hydrogéologie de l’aquifère de la plaine de Martil-Alila (Tétouan, Maroc). Hydrogéologie. 1: 21-33.

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Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 51-69, 2002, Almería

LAS AGUAS SALOBRES. UNA ALTERNATIVA AL ABASTECIMIENTO EN REGIONES SEMIÁRIDAS

J.A. López Geta y M. Mejías Moreno

Instituto Geológico y Minero España

RESUMEN.- La utilización de técnicas de desalación, tanto de recursos salobres como de agua de mar, constituye en determinadas circunstancias una solución a la escasez sistemática de recursos hídricos en algunas zonas. En España la desalación de agua alcanza actualmente unos 220 hm3/año, de los que 127 hm3/año corresponde a la desalación de agua salobre y 93 hm3/año a agua de mar. Del total de agua desalada un 72% se utiliza para uso urbano e industrial y el resto para regadío. El desarrollo de las técnicas de desalación, y especialmente aquellas que requieren un menor consumo energético y mayor eficacia, han contribuido a mejorar el rendimiento de las operaciones de desalación y a un menor coste de producción, lo que ha incidido en considerar las aguas desaladas como una alternativa más. Los recursos hídricos susceptibles de desalación pueden tener básicamente dos orígenes: agua de mar o agua subterránea salinizada; estas últimas pueden proceder de acuíferos costeros en contacto directo con el mar y de acuíferos aislados del mismo. No existe en la actualidad en España, un inventario de las estructuras geológicas que almacenan aguas salobres y que sean suceptibles de aprovechamiento. Es por tanto una tarea que debería acometerse. La disponibilidad de esta información podría resolver algunos de los problemas de escasez existentes en determinadas zonas. La extracción de las aguas salobres disponibles en un acuífero, si no se dispone de un conocimiento suficiente del mismo, y de una adecuada programación de bombeos puede dar lugar a graves problemas de deterioro de su calidad natural. Este caso puede darse tanto en acuíferos conectados con el mar como no: así, unas extracciones mal planificadas pueden incrementar los procesos de disolución de formaciones salinas, o el avance no controlado de la interfaz .

Palabras clave: desalación, hidrogeológica , salobres, ósmosis.

ABSTRACT.- The use of technical of desalinization, for both brackish groundwater and sea water, it constitutes in some circumstances a solution to the systematic scarcity of water resources in some areas. In Spain, the desalinization of brackish and sea water reachs at present about 220 hm3/año, of those 127 hm3/año coming from desalted brackish water and the rest of desalted sea water. Of this amount the 72% is used for urban and industrial consumption and the remainder for irrigable. The evolution of the desalting plants and especially the development of technologies energily more effcicient as the reverse osmosis, it has improved the performance of operation and the water costs, making that the global profitability of the water desalinization is increased in a continuous way. The desalted water can have basically two origins sea water and brackish groundwater; this last can come from

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coastal aquifers in hydraulic contact with the sea and isolated aquifers of the sea. The characterization and evaluation of brackish water presents basically the same lines and methods that those of any other study of groundwater supplies, although with some particularities in certain phases of its hydrogeological characterization.

INTRODUCCIÓN

La escasez de agua que existe en diversas zonas de España, tiene su origen en la irregular distribución de las precipitaciones en el territorio y su desigual reparto a lo largo del año, con una gran variabilidad interanual. Así, por citar algunos ejemplos, la precipitación media en la España húmedaalcanza valores de 1500 mm anuales; mientras en zonas del interior de la península, como la cuenca alta del Guadiana, la precipitación media anual es de unos 500 mm y en algunas áreas del sureste español no llega a los 200 mm. En las Islas Canarias se sitúa en torno a los 300 mm /año.

Es frecuente la coincidencia de áreas con valores mínimos de precipitación con la presencia de una población turística importante y con máximos requerimientos de agua para regadíos. Esta situación produce, en ciertas zonas del arco mediterráneo y áreas insulares, un déficit hídrico estructural que se agrava en períodos de sequía.

Para cubrir las necesidades de agua, tanto para abastecimiento urbano,regadío, industria o requerimientos medioambientales, se han utilizado tradicionalmente las aguas superficiales y subterráneas reguladas respectivamente mediante presas y captaciones subterráneas (pozos, sondeos, etc). Sin embargo, ni la regulación superficial ni el aprovechamiento de las aguas subterráneas, se han mostrado suficientes para poder afrontar las necesidades hídricas que con cierta regularidad se produce en algunas áreas sobre todo en períodos de marcado déficit hídrico.

De entre las diferentes alternativas que pueden contribuir a subsanar ese déficit (incremento de la regulación de las aguas superficiales y subterráneas), la desalación tanto de aguas salobres como del mar, puede ayudar a subsanar este problema, sobre todo en zonas costeras donde la demanda turística y de regadío precisan de caudales importantes en épocas muy determinadas en el tiempo; así mismo puede considerarse como una práctica que puede llevar aparejado, como valor añadido, la mejora en la calidad del agua, o al menos constituir un sistema de explotación que no esquilma ni empobrece los recursos potables.

El uso de las aguas desaladas se circunscribe básicamente el abastecimiento humano, aunque cada vez se extiende más a la actividad agrícola, dada la creciente relación entre beneficio y coste. Las Islas Canarias son pioneras en su utilización y más recientemente en zonas del arco mediterráneo, en especial en las comunidades autónomas de Valencia, Andalucía y Región de Murcia.

La posible aplicación de la desalación a usos agrícolas, constituye una de las principales bazas de desarrollo de esta tecnología, así como una de las escasas posibilidades de mantener una producción agrícola, siempre que resulte rentable para el cultivo; es decir que los costes de producción de agua sean asumibles para su comercialización.

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Su utilización puede evitar, en determinados casos, la aplicación para regadío de aguas con elevada salinidad, lo que produce un deterioro del patrimonio agrícola al ser necesarias cantidades en torno a un 20% superiores a la utilización de aguas de buena calidad. Así mismo, la utilización continua de aguas salobres para regadío en períodos de 3-4 años produce la pérdida de la plantación, el rendimiento llega a ser inferior al 50% con respecto al regadío con agua de buena calidad y en general, se produce un empeoramiento en la calidad del suelo (Rubio, M., 1997).

Todos estos factores hacen que la utilización de las aguas desaladas deberían experimentar un incremento a corto y medio plazo y que se convierta en un complemento a alternativa en zonas donde no existen otros recursos hídricos disponibles.

El uso de aguas desaladas en España (MIMAM, 2000) se sitúa en unos220 hm3/año, de los que 127 hm3/año corresponden a desalación de aguas salobres y 93 hm3/año a desalación de agua de mar. Del total un 72% se utiliza para satisfacer la demanda urbana abastecimiento urbano e industrial y el resto para regadío; esta previsto incrementar la desalación a corto y medio plazo, hasta unos 400 hm3/año, cifra que se verá probablemente superada por las iniciativas recogidas en el Plan Hidrológico Nacional.

España ocupa el primer lugar de la Unión Europea y el octavo del mundo en la producción de agua desalada, tanto salobre como de mar (MIMAM, 1998). Otros países con un importante componente de agua desalada son Arabia Saudí, Kuwait, U.S.A y Libia.

DESALACIÓN DE RECURSOS SALOBRES

Antecedentes

Sobre las técnicas de desalación existe abundante bibliografía por el contrario, son pocas las referencias relativas al uso de los acuíferos como medio de captación tanto del agua de mar como del propio acuífero.

En síntesis los procesos de desalación se pueden agrupar en: 1. Métodos que incluyen cambio de fase: evaporación súbita, compresión de

vapor, etc. 2. Métodos que no precisan cambio de fase: ósmosis inversa, electrodiálisis,

intercambio de iones, etc. De esos métodos, la ósmosis inversa, que inicia su desarrollo a finales de

los años 70, constituye en la actualidad la técnica más utilizada y parece que cuenta con las mejores perspectivas de desarrollo. Entre sus principales ventajas cabe destacar el mayor volumen de agua tratada y su coste más reducido. En España, según Cirera, M. y Shields, C.P. (1998), la capacidad total de las plantas desaladoras de agua de mar es superior a 350.000 m3/día.

El objetivo del sistema de ósmosis inversa es producir agua desalada, para ello el agua fuente se presuriza mediante bombas de alta presión al objeto de vencer la presión ósmotica. Una vez alcanzada la presión óptima para el tipo de membrana y recurso utilizado, el agua es conducida a los bastidores donde se encuentran las membranas en las que se produce el proceso de

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desalación. Un rango medio de operación para agua salobre estaría entre 14 kg/cm2 y 28 kg/cm2, mientras que para agua de mar oscilaría entre 60 kg/cm2 y 70 kg/cm2. (U.S. Bureau of Reclamation, 1996).

El rendimiento del proceso es muy variable y depende de muchos factores; puede llegar a valores en torno al 90%. En todo caso, el agua no desalada constituye el rechazo o salmuera residual, que, a diferencia del agua producto, tiene una presión de salida alta, susceptible de ser aprovechada energéticamente en la propia instalación. Este sistema de recuperación es aplicado en general a plantas de ósmosis inversa de agua de mar, ya que el aprovechamiento de la energía residual sólo es posible con caudales elevados y presiones altas. Los rechazos de plantas de ósmosis inversa de aguas salobres suponen un 20 o 30% del caudal aportado (frente al 55 o 60% del agua de mar) y además, debido a las bajas presiones de operación, es difícil encontrar un sistema de recuperación que presente rendimientos aceptables (Rubio, M. et al, 1998).

Los constantes avances en el desarrollo de las membranas y su tecnología asociada han supuesto una mejora en el rendimiento y en los costes de explotación. Así mismo, los avances en los sistemas de recuperación de energía ha contribuido a un menor consumo energético y, por tanto, a la reducción del coste de desalación (Cirera, M. y Shields, C.P., 1998).

La evolución de las plantas desaladoras de ósmosis inversa va estrechamente ligada al de las membranas. Así, las primeras membranas tenían un diámetro de 4 pulgadas y una capacidad de producción próxima a los 7 m3/día; en los años 80 comenzaron a desarrollarse plantas potabilizadoras con una capacidad en torno a 500 m3/día. Este tamaño ha ido creciendo con el tiempo, superándose actualmente los 100.000 m3/día.

La comparación entre el coste de agua de desalación, con respecto a las soluciones convencionales es todavía favorable a estas últimas. Sin embargo, el coste marginal al que se obtiene el recurso convencional es cada vez mayor, mientras que el coste del recurso desalado va disminuyendo (Prats et al.,1998).

Resulta muy difícil generalizar el coste de un metro cúbico de agua desalada, debido a que cada planta y cada agua fuente tiene unosrequerimientos diferentes de pretratamiento, automatización, control, etc. Además influyen de forma determinante en el precio final diversos factores variables entre los que cabe destacar: la capacidad de la instalación, el tipo de recurso desalado (agua marina o salobre), su utilización (consumo humano o riego), aprovechamiento energético del caudal de rechazo (mayor aprovechamiento en plantas de ósmosis inversa de agua de mar que de aguas salobres), grado de reposición, etc.

Como pauta general de comportamiento en la asignación de costes, la energía eléctrica supone la mayor incidencia en el precio final, situándose en torno al 50-60% del coste total, en segundo lugar la reposición de membranas y mantenimiento puede estimarse en torno al 15-25% del coste total, los reactivos del 10-20%, y el resto en consumibles y otros gastos.

Por citar un ejemplo, el precio del metro cúbico de agua potable desalada de agua de mar para su utilización para consumo humano, obtenido en la

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planta Las Palmas III oscila entre las 91,6 pta/m3 y 146,6 pta/m3 según se consideren los gastos de amortización (Sadhwani, J., 1998).

Otro ejemplo destacable sería la puesta en marcha de la potabilizadora de ósmosis inversa, alimentada mediante agua salobre subterránea del acuífero infrayacente a la planta, desarrollada dentro del Proyecto de Gestión Integral de Recursos Hídricos y Energéticos en la Universidad de Alicante, y en la que el coste del m3 de agua salobre desalada para riego es de 32,61 pta/m3 -calculado a partir de los datos reales de explotación para energía y consumo de reactivos y el resto estimativos, y sin incluir coste de personal- (Prats, et al. 1998).

De lo expuesto anteriormente se deduce que para conseguir una disminución en el coste del agua desalada, sea cual sea el origen del agua de alimentación de la planta, es necesario incidir en los siguientes aspectos y por este orden: disminución del consumo energético en el proceso industrial, factores de producción y mejora en los procesos de funcionamiento, automatización y control de las potabilizadoras.

El desarrollo durante las últimas dos décadas de la tecnología de desalación por el sistema de ósmosis inversa, permite su aplicación a caudales mayores y con menor coste, esto provoca que las aguas subterráneas salobres hayan pasado a ser un recurso susceptible de ser aprovechado mediante la aplicación de técnicas de desalación, e incorporable en la planificación hidrológica como una alternativa más.

Comparación entre la desalación de agua de mar y agua salobre

Entre las principales ventajas de desalar agua salobre frente a agua de mar cabe destacar:

• Menor coste energético: la utilización de recursos hídricos subterráneos salobres ha evolucionado de forma paralela al desarrollo de la tecnología de las membranas de baja presión. Se dispone de membranas que operan a una presión de 1,05 Mpa, lo que reduce considerablemente los costes de explotación. Con la aplicación de esta tecnología se requieren entre 0,7 y 1 Kw/h por metro cúbico para desalar aguas salobres, mientras que el agua de mar precisa un coste energético entre 3,5 y 4,5 Kw/h por metro cúbico. En general, el coste energético se situa en torno al 50% del coste final del permeado, ello contribuye a que la desalación de agua subterránea sea rentable en coyunturas económicas en que la desalación de agua de mar no sería factible (Cánovas, J., 1998).

• Mejora de la calidad del agua del acuífero: se puede producir una disminución de la concentración de sales disueltas.

• Utilización de aguas salobres desaladas con fines de regadío: produce una mejora de la productividad agrícola y una más eficiente conservación del suelo con respecto al uso tradicional para regadío de aguas con un contenido demasiado salino. Entre los inconvenientes de la desalación de recursos salobres

subterráneos se puede señalar:

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• Disponibilidad limitada de aguas salobres debido a los condicionantes hidrogeológicos.

• Presencia de componentes peligrosos para las membranas (sulfatos, hierro, estroncio, etc.) que puede requerir un pretratamiento que encarezca el coste final del agua producto.

• Variabilidad en la concentración de sales disueltas, en función de la evolución hidroquímica, que puede producir la extracción de agua en acuíferos interiores o la variación en función de la penetración de la intrusión marina en los acuíferos costeros. Esto requiere llevar un control sistemático de la calidad del agua, tanto de la que alimente la planta como del residuo del tratamiento y del agua producto, que permita modificar con rapidez las condiciones del proceso y disponer de datos sobre la calidad química de las aguas de rechazo.

• El aprovechamiento de acuíferos con aguas salobres puede modificar, además de la calidad, las condiciones de flujo natural del agua del acuífero, lo que puede inducir afecciones ambientales en deltas, humedales, etc.

Problemas medioambientales

Algunos de los principales problemas medioambientales derivados del proceso de desalación son:

• Almacenamiento y vertido de las salmueras producidas en el proceso de desalación. Todo proceso de desalación produce un residuo con una alta concentración salina; la fracción de agua inicial que se convierte en salmuera depende del proceso de desalación utilizado, del diseño de la planta, de la composición del agua original y el tratamiento requerido por el concentrado previo a su vertido.

• La mayoría del rechazo proveniente de agua de mar puede ser devuelto al mismo, a zonas alejadas de la costa que evite las modificaciones del medio natural marino. En el caso de la utilización de aguas subterráneas salobres cuya lejanía al mar no permite este vertido, la salmuera de rechazo, en ocasiones, se inyecta por medio de sondeos de inyección que si no se construyen con el diseño adecuado pueden producir problemas como: contaminación de las aguas subterráneas de buena calidad, saturación de la formación, y corrosión de la entubación del sondeo.

• En otras ocasiones se vierte a los cauces superficiales próximos dando lugar además de a un importante impacto visual, a la salinización del cauce, afección a la flora y la fauna, encharcamientos permanentes de residuos, enturbiamiento, contaminación de las aguas superficiales y subterráneos, etc.

• Elevación de la temperatura del agua de rechazo. El proceso de desalación eleva la temperatura del agua de rechazo en torno a 5º C.

• Descarga de metales pesados. El aumento de la temperatura en la fase de operación puede incrementar el proceso de corrosión sobre los materiales de construcción del sistema, favoreciendo la aparición de

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metales pesados, ajenos a los de posible existencia en la composición química del agua, que dificulta el proceso de desalación. Una buena selección de los materiales involucrados en el proceso minimiza el problema (U.S. Bureau of Reclamation, 1995). Entre las soluciones que pueden aplicarse para la gestión de la salmuera

de rechazo cabe citar: La recogida de los vertidos de las desaladoras por medio de colectores

que permitan su vertido al mar, donde su impacto ambiental puede quedar minimizado si se ha realizado previamente un análisis del agua de rechazo y de las condiciones del medio marino en la zona de vertido. • Una técnica muy utilizada en EE.UU. con grandes resultados, es la

inyección de la salmuera mediante sondeos profundos en estructuras subterráneas, aisladas de aquellas otras que puedan almancenar aguas de buena calidad.

• En lugares en que sea factible, otra posibilidad es la evaporación en tanques. En este caso el coste principal de la obra es la creación de una barrera impermeable artificial que prevenga la contaminación de las aguas subterráneas infrayacentes. Para evitar esta inversión se puede valorar la posibilidad de utilizar las propias sales contenidas en la salmuera de rechazo para que formen una barrera autosellante en las balsas de evaporación. El objetivo es obtener un precipitado salino que recubra el tanque de evaporación y que consiga disminuir la permeabilidad del suelo a un valor de 10-9 m/s o menos. Para conseguir este objetivo debe realizarse un estudio químico detallado de la salmuera, que permita identificar las posibles sales del precipitado. Así, por ejemplo, la presencia de Ca CO3 en el precipitado desciende considerablemente la permeabilidad del suelo, mientras que la presencia de Ca SO4 produce el efecto contrario (U.S. Bureau of Reclamation, 1999).

ORIGEN DE LOS RECURSOS HÍDRICOS SUSCEPTIBLES DE DESALACIÓN

Las aguas contenidas en el subsuelo presentan un amplio rango en su contenido total en sales disueltas; desde valores inferiores a 100 ppm, hasta valores de 300.000 ppm en el caso de las salmueras. Como valores de referencia son consideradas aguas dulces las que presentan valores de hasta 2000 ppm de sustancias disueltas; aguas salobres hasta 5000 ppm y aguas saladas (incluyendo el agua del mar) hasta 40.000 ppm (Custodio y Llamas, 1976).

El agua que se puede considerar como recurso subterráneo salobre susceptible de desalación se sitúa en un valor entre 1.000 y 10.000 ppm de total de sólidos disueltos. Este rango viene impuesto, por la menor presión necesaria para la operación y con ello un menor coste

Los recursos hídricos susceptibles de desalación tienen su origen bien en el agua de mar (fase salina y salobre) o bien en el agua subterránea con una salinidad que le impiede ser utilizada para la gran mayoría de usos. El primero de los citados puede aprovecharse mediante la toma directa del mar,

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con los consiguientes problemas derivados de la contaminación de este recurso en los primeros metros de la masa de agua, o por medio de sondeos, situados en las proximidades de la línea de costa, ello tiene la ventaja de aprovehar la capacidad autodepurante del terreno, consiguiendo una mejora en las condiciones físicas, químicas y biológicas del agua de mar a desalar. En el segundo caso, el agua fuente está básicamente constituida por los aguas fósiles y congénitas y las salobres existentes en los acuíferos.

En el caso de las aguas salinas almacenadas en los acuíferos, su origen es diferente, según el acuífero esté en conexión directa con el mar o que no exista en la actualidad. Este último caso puede darse tanto en zonas situadas más al interior, como en las zonas costeras.

En el caso de contacto hidráulico con el mar (Figura 1), el agua existente en el acuífero está distribuida según su salinidad en tres zonas susceptibles de aprovechamiento: zona de agua dulce, zona de agua salobre (o interfaz) y zona de agua de mar. Esta situación, está determinada por el estado de equilibrio entre la cota piezométrica del agua dulce del acuífero, que en condiciones naturales descarga al mar y la cota del nivel del agua de mar. Este equilibrio está sometido a una serie de modificaciones temporales de origen natural como pueden ser las condiciones climáticas, estacionales o movimientos relativos entre la zona emergida y la línea de costa.

Figura 1.- Esquema simplificado, de un acuífero costero en contacto directo con el mar. Se puede observar, en estado natural, las tres fases: agua dulce, salobre (interfaz) y salada (mar).

Cuando se modifican las condiciones naturales debido al aprovechamiento de estos recursos: (Figura 2) el equilibrio agua dulce–agua salada se desplaza en un sentido u otro según el tipo de afección; si la cota piezométrica en el acuífero, se sitúa por debajo de la del nivel del mar, se produce la disminución del flujo de agua dulce hacia el mar lo que favorece la entrada de agua salada hacia el acuífero. El resultado es la convivencia en el acuífero de aguas de diferentes características físicas y químicas, no existiendo un límite neto de separación entre ellas, sino que se produce una franja, en forma de cuña, apoyada a muro del acuífero, más ancha, de mezcla entre el

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agua dulce y salada, en la que salinidad presenta un gradiente de valores que va desde el típico de agua salada a muro de la interfaz hasta el de la calidad natural del agua del acuífero a techo de la interfaz. Este proceso, puede afectar su penetración a gran parte del acuífero y constituir por tanto el único recurso hídrico (salobre o salado) factible de explotación.

Figura 2.- Esquema simplificado, de la situación en fase de explotación de un acuífero costero en contacto directo con el mar. En el se observa la modificación de la interfaz y un mayor espesor de la zona ocupada por el agua del mar.

Figura 3.- Esquema simplificado de la explotación de un acuífero costero no conectado con el mar. En él se representa una zona con agua salobre, que puede extraerse mediante sondeos. La zona de agua salobre puede verse modificada por aumento de la salinidad en la zona de contacto del agua con la formación impermeable de mayor salinidad.

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El otro grupo de masas de agua salobre está constituido por aquellos acuíferos sin contacto hidráulico con el mar pero cuyas aguas presentan concentraciones salinas elevadas. (Figura 3 y 4) Esta salinidad puede debersea diversos factores en función del origen y posible evolución de las masas de agua (Custodio y Llamas, 1976).

Figura 4.- Esquema simplificado de un acuífero salinizado, situado en el interior, en fase de explotación.

El análisis de las dos alternativas descritas: extracción mediante sondeos del agua de mar, situada por debajo del muro de la interfaz, o del agua salobre, pone de relieve mayores ventajas para la primera de las alternativas, por su menor agresión al medio y mayor disponibilidad de dicho recurso (el agua de mar es un recurso indefinido); por el contrario, el aprovechamiento del agua salobre, origina una mayor penetración de la cuña , un aumento y variación de la composición del agua y un mayor espesor de la interfaz. Esto produce problemas en las operaciones de desalación, ya que el sistema exige unos niveles constantes en la composición físico-químicos del agua fuente, y como consecuencia del avance de la intrusión marina una disminución del agua dulce disponible en el acuífero.

CARACTERIZACIÓN Y EVALUACIÓN DE MASAS SALOBRES

La caracterización y evaluación de la masa de agua salobre existente en un acuífero, requiere pautas muy similares a las que se utilizan en los estudios hidrogeológicos convencionales, si bien con algunas particularidades en determinadas fases del estudio.

Los objetivos del estudio se describen brevemente a continuación: • El primero consiste en identificar las masas de aguas salobres existentes

en una zona o área mas o menos amplia. Esta tarea puede ser

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considerada técnicamente sencilla; consiste en determinar las características fisíco-químicas de las aguas, establecer la salinización de las mismas, y determinar su grado de estratificación. Para ello se utilizan los datos analíticos disponibles de la zona. El resultado final será una cartografía areal, en la que se representarán las zonas con diferentes grados de salinización. Como se ha comentado es una tarea poco compleja, sin embargo no existe en España ninguna cartografía de este tipo, tarea que habría que acometer, especialmente a lo largo del litoral peninsular mediterráneo, aunque no deben descartarse otras zonas del interior, puestas de manifiesto por ciertos sondeos profundos de investigación petrolera .

• El segundo objetivo consiste en cuantificar el volumen de agua salobre almacenado en el acuífero o estructura subterránea. Para ello, hay que conocer la geometría de la estructura geológica donde está almacenada el agua, tarea en principio factible si se dispone de los medios adecuados, pero difícil y de gran complejidad en el caso de los acuíferos costeros conectados con el mar, donde la masa de agua salada es heterogéna no existiendo un contraste neto entre el contacto con el agua dulce ni con el agua de mar debido a su suscitibilidad, no ocupa todo el acuífero y además sufre modificaciones en su descripción y geometría con el trascurso del tiempo. Una vez conocida la geometría de la zona de almacenamiento, hay que

determinar la salinidad, y si esta salinidad es homogénea o no en toda la masa de agua. Esta tarea es más o menos difícil dependiendo de la complejidad geológica: existencia de uno o más niveles, en carga o no y de su posible conexión con otros acuíferos o con el mar; no obstante, en este último caso, pueden darse situaciones muy similares a las primeras.

Además, hay que conocer el funcionamiento hidrodinámico del acuífero, bien en situación natural o afectado, con el fin de determinar el movimiento del agua salobre y del agua dulce y del mar en el caso de los acuíferos conectados con el mar. Para ello es necesario disponer de información de los diferentes parámetros hidrogeológicos: permeabilidad, transmisividad, coeficiente de almacenamiento, etc., parámetros en principio costosos de obtener por los medios técnicos que hay que aplicar para ello.

Estos objetivos se consiguen mediante la realización de un estudio, cuyo conjunto de actividades son convencionales, como: climatológico, de demanda o geológico, en este último caso es muy importante determinar las formaciones existentes, la litología de los terrenos existentes, y su posicionamiento espacial, así como su relación con otras formaciones de su entorno. Ello permitirá precisar el modelo hidrogeológico conceptual: límites y ubicación de los niveles productivos a explotar, su relación con las unidades hidrogeológicas de su entorno, espesor saturado, reservas, direcciones de flujo y caudal de explotación. Como consecuencia de ello el volumen de agua disponible, el grado de renovación y el tiempo de tránsito.

En el caso de acuíferos en contacto hidráulico con el mar, además de los aspectos generales descritos, deberá determinarse la posición y evolución temporal de la interfaz, ya que su situación incidirá directamente en la calidad del agua a extraer.

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La situación de la interfaz puede establecerse en base a registros piezométricos y las densidades de agua dulce y salada, por ejemplo mediante la fórmula de Ghyben-Herzberg basada en el equilibrio estático de dos columnas de agua de diferente densidad. En general la interpretación hidrostática de la situación asumida en la expresión de Ghyben-Herzberg conduce a subestimar el valor de la profundidad de la interfase. Para paliar esto se utiliza la corrección de Hubbert admitiendo flujo de agua salada y por tanto, diferencias piezométricas de la misma. Aceptando este supuesto de flujo de agua salada, se precisa disponer al menos de dos sondeos piezométricos ranurados, respectivamente en agua dulce y en agua salada, en las proximidades de la interfase. Otra posibilidad es utilizar la fórmula de Lusczynsky que considera los potenciales en términos de presión en lugar de alturas piezométricas. En general puede establecerse que la utilización de fórmulas como las citadas requiere asumir la existencia de condiciones hidrodinámicas teóricas que raramente se dan en el medio natural.

Si se trata de un acuífero multicapa, separado por niveles de muy baja permeabilidad, el fenómeno de intrusión afectará de manera diferente a cada uno, dando lugar a la superposición de cuñas salinas de diferente penetración y extensión.

La existencia de una red de sondeos de observación, en las proximidades de los sondeos de explotación, permitirá obtener un registro periódico de conductividad que permita prever la calidad del agua suministrada a la planta desaladora desde las captaciones.

La determinación de la interfaz no puede abordarse únicamente mediantela aplicación de fórmulas, sino que se hace preciso además de conocer con precisión las características geológicas del acuífero, aplicar otras herramientas como pueden ser las técnicas hidráulicas, geofísica o la realización de sondeos mecánicos, debiendo proceder, en el caso de acuífero multicapa, de forma diferencial en la explotación de los diferentes niveles acuíferos superpuestos.

Para ello y como se ha indicado anteriormente, una herramienta de gran interés a la hora de definir la geometría del acuífero, complementaría a los sondeos mecánicos, siempre limitado por el coste económico que esto puede suponer, son las técnicas geofísicas, cuya aplicación de al estudio de las aguas salobres produce una alteración en las respuestas físicas, con respecto al estudio de masas de agua dulce.

En todos los casos se requiere la determinación de una serie de parámetros: unos pueden ser de tipo geométrico: potencia, profundidad, extensión de acuíferos, profundidad del zócalo impermeable, posición del nivel freático, etc; otros se refieren a características hidráulicas ligadas a la litología, como la porosidad y permeabilidad y otros son dinámicos, como la velocidad y dirección de flujo.

Cada método geofísico obedece al estudio de una determinada propiedad física del medio natural y se desarrolla instrumentalmente en función de que su campo de aplicación sea desde el aire, superficie o medición en el interior de un sondeo mecánico.

La presencia de agua en el subsuelo altera la respuesta física de algunos parámetros petrofísicos, siendo la resistividad eléctrica el que más variaciónpresenta con la porosidad, permeabilidad y el contenido en agua y su calidad.

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En efecto, la conducción de la corriente eléctrica en el subsuelo se produce fundamentalmente a través del fluido que rellena los poros, siempre que éstos se encuentren comunicados, y en muy escasa medida a través de la matriz. Así, una roca sin fisuras y de muy baja porosidad se comporta como un aislante, mientras que un material saturado y poroso se considera conductor.

La calidad del fluido incide directamente en el valor de la resistividad al considerar aquél como un conductor iónico. Se puede determinar que la resistividad eléctrica está controlada básicamente por: • Tipo, concentración y temperatura del electrolito que está en los poros del

macizo rocoso. • Fracción de volumen (porosidad, saturación) y distribución del electrolito

en la roca. Así por ejemplo, la resistividad del agua pura es de 2,8 x 105 ohm. m a

17,6ºC; pero este parámetro va disminuyendo con el aumento de sales disueltas en el agua. La resistividad del agua natural es muy variable, los valores más altos se encuentran en el agua de precipitación (N x 102 a N x 103

ohm.m) mientras que los valores más bajos se dan en salmueras (N x 10-1

ohm.m).Este comportamiento puede resumirse en que la resistividad de una roca

saturada salinizada es proporcional a la conductividad de la salmuera que rellena sus poros, estableciendo de forma empírica el factor de proporcionalidad en el denominado factor de formación.

Por tanto, la conductividad de una roca puede realizarse de dos maneras: • Mediante la conducción electrolítica del fluido que rellena sus poros. • Mediante interacción electroquímica con la matriz sólida en la interfase

sólido-fluido.Además, puede establecerse en general, que los valores de resistividad

disminuyen cuando los materiales rocosos son afectados por procesos geológicos (fracturación, alteración, etc..)

Consecuentemente en cualquier medida de resistividad va a predominar el efecto de la salinidad del fluido, haciendo que aquella disminuya drásticamente con el aumento del contenido en sales. Así, una roca que contenga agua salobre se comporta como un conductor, mientras que si esa misma roca contiene agua con una baja concentración en sales se comportará como un resistivo.

Las medidas de resistividad mediante técnicas de superficie constituyen a priori un método para detección de acuíferos salobres. Sin embargo, es necesario discernir, mediante la aplicación de otros métodos geofísicos, la influencia de otros factores como litología, porosidad, etc., que pueden enmascarar parcialmente el efecto de los cambios de salinidad del agua. Por tanto, resulta necesario la aplicación combinada de técnicas geofísicas que permitan diferenciar entre los valores de resistividad ligados a aguas salobres, de los referidos a otras características físicas del medio rocoso.

Entre los métodos eléctricos de superficie, los de corriente continua puede estudiar la variación de la resistividad en profundidad, Sondeo Eléctrico Vertical (SEV), o la variación lateral de la resistividad a determinada profundidad, perfil eléctrico o calicata eléctrica. Los métodos eléctricos de corriente alterna, ya sean en el dominio de las frecuencias o en el dominio del tiempo, permiten

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también obtener una distribución de la resistividad tanto en sentido vertical, como cambios laterales de resistividad, (perfiles).

Figura 5.- Interpretación preliminar (arriba) y final (abajo) de datos de SEDT en función de la información aportada por el perfil sísmico (Goldman, M., 1999).

Con los perfiles eléctricos se obtiene información de la variación lateral de la resistividad a lo largo del perfil para una profundidad determinada. Realizando varios perfiles con espaciados de electrodos diferentes se registra una imagen eléctrica bidimensional del subsuelo (perfil eléctrico), lo que

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permite observar la evolución de la estructura y obtener su geometría a lo largo del perfil.

La utilización de sondeos eléctricos verticales (SEV) y de sondeos y perfiles electromagnéticos en el dominio del tiempo (SEDT) son muy eficaces para detectar niveles salinizados pero no lo son tanto en la definición de estructuras geológicas, por lo que requieren la utilización combinada de otras técnicas geofísicas que resuelvan esta incertidumbre.

Así por ejemplo, la combinación de la información obtenida de un perfil de resistividad y otro de cargabilidad (mediante polarización inducida), permite distinguir entre zonas de baja resistividad debidas a presencia de aguas salobres (baja resistividad y baja cargabilidad), de las zonas de baja resistividad debidas a factores litológicos (baja resistividad y alta cargabilidad) (Seara, J.L. y Granda, A., 1987).

La integración de los resultados obtenidos mediante SEDT y sísmica de reflexión de alta resolución permite definir las estructuras geológicas mediante el segundo de los métodos y la detección de los niveles salinizados mediante el primero, evitando la posible confusión entre valores bajos de resistividad debidos a la presencia de aguas salobres o a factores litológicos, figura 5 (Goldman, M., 1999).

Por último los registros geofísicos en sondeos permiten obtener información directa y continua a lo largo del pozo, mediante el desplazamiento de los sensores en la proximidad de las formaciones geológicas.

Entre las técnicas más ampliamente utilizadas para la determinación de las características físicas y químicas del agua cabe citar los registros de conductividad del fluido, resistividad de la formación y temperatura, mediante los cuales se puede conocer directamente la concentración de sales del agua en los diferentes niveles permeables atravesados por un sondeo de investigación, así como su concentración equivalente.

La aplicación de estos métodos permite también un registro de la evolución temporal o estacional de la salinidad o de la intrusión marina, pudiendo conocer a priori los valores de concentración salina del recurso hídrico a desalar.

En la figura 6 se puede observar los registros de conductividad,temperatura y gamma natural obtenidos en un sondeo de investigación situado en Roquetas (Almería).

Como se pone de manifiesto en la figura, a partir de los 40 m de profundidad se produce un incremento de la conductividad (equivalente a una disminución de la resistividad) y por tanto un aumento en la cantidad de sales presentes en el fluido. La utilización de este registro con el de temperatura permite obtener la concentración equivalente de Cl Na en g/l a la temperatura de referencia de 25ºC (ITGE, 1995).

Otra herramienta importante a utilizar en la caracterización, son losestudios hidroquímicos. Su objetivo es determinar los aspectos geoquímicos del agua y su relación con las rocas en las que se encuentra. Dadas las características de los recursos salobres el estudio hidrogeoquímico debe ser un importante apoyo tanto en la fase de exploración como en la de explotación del recurso salobre.

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Figura 6.- Testificación geofísica en sondeo de conductividad, temperatura, concentración y gamma natural.

Cabe destacar la importancia en la selección del punto en el que se toma la muestra, sobre todo en el caso de los acuíferos en contacto hidráulico con el mar, debiendo conocerse en todo caso las características del punto de muestreo tanto en lo referente a la columna litológica atravesada, como al acondicionamiento del sondeo, profundidad, posición del nivel piezométrico, etc.

La hidrogeoquímica aportará información sobre el contacto agua dulce-agua salada, así como sobre los procesos físicos-químicos (precipitación y disolución de carbonatos, reducción de sulfatos, intercambio iónico, etc.) que tienden a modificar las características de la zona de mezcla.

Se deben determinar los iones mayoritarios del agua, y otras características físicas como conductividad, pH, etc., además será preciso el análisis de iones minoritarios como hierro, estroncio, manganeso, etc., cuya presencia puede afectar de manera importante a las membranas, siendo preciso diseñar un pretratamiento específico para estos iones.

Las técnicas isotópicas también puede aportar valiosa información sobre todo en el caso de acuíferos en contacto hidráulico con el mar. Son especialmente de interés el deuterio y el oxígeno 18, y también otros como el carbono, tritio y radón, proporcionando cada uno información sobre áreas de recarga, grado de mezcla, edad absoluta, etc. (Morell, I., 1989).

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Con los datos obtenidos se pueden elaborar mapas de isocontenidos, que permitan determinar la distribución espacial del parámetro representado y la evolución geoquímica de éste mediante el estudio comparativo de mapas realizados para distintas épocas, permitiendo optimizar la planificación de la explotación del recurso salobre.

Como se ha venido comentando en los diferentes apartados, la mayor dificultad a la hora de cuantificar el volumen de agua existente en el acuífero, yque parte del mismo podría utilizarse, es la variación de la salinidad durante la fase de explotación del acuífero, ya que a partir de una salinidad superior a los 8 o 10 gramos, se encarece radicalmente el proceso, pudiendo duplicarse el coste del tratamiento, y limitar su utilización para cierto uso; asi mismo al producirse variaciones importantes en la composición del agua, se dificulta la operatividad de la planta.

Para poder conocer y controlar este proceso, la herramienta más eficaz, es el modelo matemático de flujo y transporte de masa, que permitiría, partiendo de los datos aportados por el estudio, simular el movimiento del agua, así como la variación de salinidad, tanto en condiciones naturales como consecuencia de la hipótesis o alternativa de explotación.

Sobre esto último hay que hacer algunas matizaciones: en primer lugar, si bien los códigos de simulación de flujo están bastante avanzados, no ocurre lo mismo con los de calidad, especialmente en nuestro caso, donde la salinidad no es homogenea, y no existe una separación neta entre las diferentes fases: agua salada-agua dulce, sino que responde a un modelo de salinidad de densidad variable y en algunos de los casos, implica una modificación volumétrica de la masa de agua.

CONSIDERACIONES FINALES

1. La utilización de las técnicas de desalación, tanto de aguas subterráneas salobres como de agua de mar, sirve para paliar la falta de recursos hídricos en zonas especialmente sensibles a la escasez e irregularidad de las precipitaciones. En España actualmente la desalación de aguas salobres y de mar alcanzan unos 220 hm3/año, de los que 127 hm3/añocorresponden a desalación de agua salobre y 93 hm3/año a agua de mar, previéndose un incremento a corto y medio plazo, que elevaría esta cifra hasta unos 400 hm3/año.

2. La evolución de las tecnologías de desalación con menores consumos energéticos, y especialmente la ósmosis inversa, , ha permitido rebajar sensiblemente el coste del agua desalada hasta cifras inferiores a las 100 pta/m3, y en algunos usos menos exigentes, como regadío, a valores sensiblemente más bajos.

3. Las aguas susceptibles de desalación pueden tener dos orígenes: agua de mar y agua subterránea salobre, estas últimas pueden provenir de acuíferos en contacto hidráulico con el mar, y por tanto sometidos a los procesos de intrusión marina natural y/o artificial, o de acuíferos aislados del mar.

4. La caracterización hidrogeológica y evaluación de masas de agua salobre presenta similares pautas y procedimientos que las otros estudios de aguas

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subterráneas, si bien ciertos aspectos obliga a utilizar algunas de las técnicas con un enfoque diferente. Así por ejemplo, la respuesta a la aplicación de determinadas técnicas geofísicas es diferente cuando la salinidad del agua es elevada, siendo necesario valorar, mediante la utilización de otros métodos geofísicos, la influencia de estos factores. Del mismo modo la caracterízación hidrogeoquímica y los modelos matemáticos adquieren una elevada importancia tanto en las fases de exploración como en la explotación del recurso salobre.

5. No existe en la actualidad en España, un inventario de las estructuras geológicas que almacenan aguas salobres y que sean susceptibles de aprovechamiento. Es por tanto una tarea que debería acometerse. La disponibilidad de esta información podría resolver algunos de los problemas de escasez existentes en determinadas zonas.

6. Existe cierta complejidad científico-técnica a la hora de la caracterización en cantidad y calidad de estos recursos. Dificultad que se agrava en el caso de los acuíferos costeros conectados con el mar.

7. La extracción de las aguas salobres, si no se dispone de un conocimiento suficiente del acuífero y de una adecuada programación de bombeos, puede dar lugar a graves problemas de deterioro de su calidad natural. Este caso puede darse tanto en acuíferos conectados con el mar como no, ya que unas extracciones mal planificadas pueden incrementar los procesos de disolución de formaciones salinas, o el avance no controlado de la interfaz salina, contaminando las aguas de buena calidad.

8. De las dos posibilidades que existen (agua salobre o mar), es más razonable aprovechar los acuíferos no conectados con el mar, al ser menos compleja la caracterización y explotación de estos acuíferos, o la extracción de agua de mar a través de captaciones subterráneas, lo que facilitará su depuración natural.

Agradecemos la colaboración prestada por D. José María Herranz Villafruela, Ingeniero de Minas de la empresa Inima: Servicios Europeos de Medio Ambiente por sus comentarios y sugerencias, en los temas relacionados con los procesos de osmosis inversa.

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

Bureau of Reclamation, U.S. Department of the Interior, (1995). Preliminary Research Study for the construction of a Pilot Cogeneration Desalination Plant in Southern California. Water Treatment Technology Program Report nº 7.

Bureau of Reclamation, U.S. Departament of the Interior, (1996). Maricopa Ground Water Treatment Study. Water Treatment Technology Program Report nº 15.

Bureau of Reclamation, U.S. Departament of the Interior, (1999). Brackish Groundwater Treatment and Concentrate Disposal for the Homestead Colonia, El Paso, Texas. Water Treatment Technology Program Report nº 32.

Canovas, J. (1998). Desalación de aguas con fines agrícolas en España. Ingeniería Civil, nº 110. pp. 107-110.

68

Cirera, M.; Shields, C.P. (1998). Historia, logros y últimos desarrollos en el campo de la desalación de agua de mar, por ósmosis inversa, en España, utilizando la tecnología de ósmosis inversa de Dupont. Ingeniería Civil, nº 110. pp. 45-55.

Custodio, E.; Llamas, M.R. (1976). Hidrología Subterránea. Tomos I y II.Ed. Omega. Barcelona.

Echaniz, et al. (1998). Instalación desaladora de agua de mar de Dhekelia(Chipre). Diseño, construcción y puesta en servicio de la planta de ósmosis inversa de 20.000 m3/día. Ingeniería Civil, nº 110, pp. 19-26.

Goldman, M. (1999). Geophysical methods in studying fresh water salinization problems. En: Actualidad de las Técnicas Geofísicas Aplicadas en Hidrogeología. Ed. Instituto Tecnológico Geominero de España, pp. 61-79.

Instituto Tecnológico Geominero de España (ITGE) (1995). Apoyo Geofísico a las investigaciones del ITGE. Testificación Geofísica en el Campo de Dalías. (difusión restringida)

Ministerio Medio Ambiente (1998). Información de Medio Ambiente nº 55. Ministerio de Medio Ambiente (2000). Libro Blanco del agua en España.

pp. 663. Morell, I. (1989). Salinización por intrusión. Diputació de Castelló. Prats et al. (1998). Proyecto de gestión integral de recursos hídricos y

energéticos en la Universidad de Alicante. Ingeniería Civil, nº 110, pp. 73-78.Rubio, M. et al. (1997). Aplicación de la desalinización de aguas para

agricultura. Experiencias en Alicante y Murcia. Revista Técnica de Medio Ambiente, nº 58, pp. 45-50.

Sadhwani, J. (1998). Seis años de funcionamiento continuo en la potabilizadora. Las Palmas III. Ingeniería Civil, nº 110, pp. 93-99.

Seara, J.L.; Granda, A. (1987). Interpretation of I.P. Time Domain/ Resistivity Soundings for Delineating Sea-Water Intrusions in Some Coastal Areas of the Northeast of Spain. Geoexploration nº 24. pp.153-167.

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Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 71-77, 2002, Almería

ALGUNAS CONSIDERACIONES SOBRE LAS CARACTERÍSTICAS HIDROQUÍMICAS DEL ACUÍFERO DE SMIR

(TETUÁN, MARRUECOS)

J. Stitou el Messari1, J.C. Cerón2, A. Pulido Bosch3,K.Targuisti1 y N. Aoulad Mansour4

1 Dpto. de Geología. Universidad Abedel Malek-Essaadi. Tetuán. Marruecos 2 Dpto.de Geodinámica y Paleontología. Universidad de Huelva 3 Dpto. de Hidrogeología y Q. A. Universidad de Almería 4 Laboratoire Régional de L’Environnement. Tetuán. Marruecos.

RESUMEN.- Las aguas subterráneas del acuífero costero de Smir son de facies clorurada sódica, fundamentalmente, seguidas de las mixtas. Presentan valores de pH entre ácido y básico, con valores comprendidos entre 5,6 y 8. La conductividad varía entre 340 y 2600 �S/cm. Destaca la concentración elevada en algunas muestras de los iones cloruro, sulfato, bicarbonato y sodio, con valores de concentración que pueden llegar a superar los 600, 180, 500 y 360 mg/l respectivamente. El origen de la salinidad de las aguas estaría relacionada con factores antrópicos (vertidos sólidos y líquidos urbanos y agrícolas) y naturales (infiltración de aguas superficiales sometidas a procesos de concentración por evaporación y procesos de cambio iónico). Finalmente, merece especial atención la intrusión marina detectada en unos de los puntos acuíferos estudiados, donde se han medido valores de conductividad superiores a 12500 �s/cm.

Palabras clave: Hidrogeoquímica, salinización, contaminación, intrusión marina.

INTRODUCCIÓN

El acuífero de Smir se encuentra al norte de Tetuán, Marruecos (figura 1). Está limitado en su borde oriental por el mar Mediterráneo; tiene una superficie de 12 km2 y una cuenca vertiente de alrededor de 74 km2. Posee un clima mediterráneo sub-húmedo, con una precipitación y temperaturas medias anuales de 600 mm y 16,3 ºC. La evapotranspiración real y la lluvia útil para el período 1963/1991 (obtenidos mediante el método de Thornthwaite a nivel diario y considerando una capacidad de campo de 50 mm) fueron de 465 mm y 128 mm respectivamente. Próximo al borde noreste del acuífero, se encuentra un humedal denominado “Merja”; tiene una superficie comprendida entre 2 y 3 km2 y constituye un área de gran valor ecológico por ser lugar de tránsito y cría de numerosas aves migratorias.

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En este área se produjo en los últimos años un gran desarrollo agrícola y turístico (propiciado por la captación de aguas superficiales y subterráneas) que favoreció el avance socioeconómico, pero que también supuso una gran presión ambiental sobre un medio muy frágil (Stitou y Pulido-Bosch, 1995) y cuyas repercusiones medio ambientales todavía no se conocen completamente. Del mismo modo, la construcción de determinadas obras, como son el embalse de Smir y un puerto deportivo también han supuesto una alteración grande del equilibrio hídrico natural del área.

Dada la importancia que tienen las aguas subterráneas en esta zona, tanto en el aspecto social como ecológico, se estudian las principales características fisicoquímicas de éstas, a la vez que se intenta poner de manifiesto los numerosos procesos que afectan a su calidad.

Geología

Desde el punto de vista geológico, el área de estudio se encuentra en el Rif septentrional, en la zona Inter-Rifeña (Durand-Delga et al., 1962). Los materiales preorogénicos que forman los relieves circundantes y parte del sustrato del acuífero (figura 1) pertenecen al Complejo Gomáride (esquistos y filitas fundamentalmente) y al Complejo Séptide (gneises, micasquistos y cuarcitas).

Figura 1.- Situación geográfica y esquema geológico de la zona de estudio (1: Cuaternario; 2: Complejo Sébtide; 3: Complejo Gomáride; 4: Embalse de Smir).

Los materiales postorogénicos que constituyen el sustrato del acuífero corresponden a margas y arcillas de edad Plioceno. Por encima de todos ellos, y formando el acuífero de Smir, se encuentran materiales aluviales constituidos por

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gravas, gravas con arenas, arcillas arenosas y limos de edad Cuaternario y con una potencia próxima a los 20 m.

Hidrogeología

Con respecto a los aspectos hidrogeológicos, las margas y las arcillas pliocenas tienen un comportamiento de acuitardo y/o acuícludo. Los materiales detríticos cuaternarios tienen un comportamiento de acuífero, pudiendo ser localmente de acuitardo cuando predomina la fracción fina. La profundidad del agua varía entre 0 y 4 m, y la transmisividad es de alrededor de 138 m2/día(Stitou y Pulido-Bosch, 1995).

La recarga del acuífero se produce fundamentalmente por la infiltración de la precipitación (estimada en 1,5 hm3/año) y de la escorrentía superficial generada en su cuenca vertiente (próxima a 1,8 hm3/año). En menor medida, una pequeña parte de la infiltración se origina por los aportes del río Smir, notablemente reducidos a aproximadamente 1 hm3/año desde la construcción del embalse de Smir, y que la Dirección de Recursos Hidráulicos de Tetouan estimaba anteriormente en alrededor de 25 hm3/año, y por los vertidos de aguas residuales de las poblaciones del área (en torno a 0,5 hm3/año).

En relación con el humedal, este constituye la zona de comportamiento libre del acuífero de Smir y está sometido a evaporación, por lo que constituye una de las salidas naturales del acuífero, con un caudal de alrededor de 0,6 hm3/año(Stitou y Pulido-Bosch, 1995). El aumento de la extracción de agua subterránea (sin ningún tipo de control) para satisfacer la demanda agrícola y urbana, unido a la disminución de la escorrentía superficial, han supuesto una disminución brusca de las entradas a la Merja con el consiguiente desequilibrio hídrico; esto ha originado una reducción de la superficie del humedal en casi un 50 % (Stitou y Pulido-Bosch, 1995), con el consiguiente daño ecológico todavía por evaluar. El resto de las salidas del acuífero se producen por bombeo y el aporte subterráneo al mar Mediterráneo.

CARACTERÍSTICAS HIDROGEOQUÍMICAS DEL AGUA SUBTERRÁNEA

Para el estudio de las características fisicoquímicas de las aguas del acuífero de Smir, se tomaron muestras en 12 pozos (figura 2). La temperatura, el pH y la conductividad se determinaron in situ. En la tabla 1 se pueden ver los resultados obtenidos de las diferentes variables determinadas; la tabla 2 muestra los valores mínimos, máximos, medios y la desviación estándar de cada una de las variables analizadas. Con respecto a la temperatura, se encuentran valores comprendidos entre 14 y 18 ºC, próximos a la temperatura media del lugar. El pH varía entre ácido y básico, estando comprendido entre 5,6 (muestra nº 9) y 8. La salinidad de las muestras obtenidas presenta valores extremos, variando desde 340 µS/cm (muestra nº 9) a 12520 µS/cm (muestra nº 5). Los valores más elevados se encuentran próximos a la costa, cerca del humedal, y a las zonas noroeste y sureste del acuífero.

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Figura 2.- Situación de los diferentes puntos acuíferos en los que se determinaron sus principales características fisicoquímicas (1: pozo).

Muestra Temp. pH Cond. Cl- SO42- HCO3

- Ca2+ Mg2+ Na+ K+ NO3-

1 15,0 6,91 990 144 59 213 34 32 92 14 392 14,0 6,85 2580 548 174 305 104 67 324 1 513 13,5 6,34 1220 210 37 305 136 21 96 9 124 16,5 7,03 705 56 10 293 77 20 28 3 55 15,0 7,33 12520 7019 715 744 336 251 3909 215 26 15,0 8,01 2100 451 74 198 55 42 253 0,4 187 18,0 7,06 660 274 45 183 71 34 114 3 478 15,0 6,80 924 211 62 189 27 22 137 2 169 16,0 5,55 340 56 23 148 30 11 47 6 26

10 17,0 7,90 670 105 92 293 86 38 48 16 011 17,0 7,78 2340 631 161 281 67 71 358 2 612 15,0 7,65 2480 499 188 500 92 65 360 30 2

Tabla 1.- Datos fisicoquímicos de las distintas variables analizadas en las muestras de agua del acuífero de Smir (Temperatura en ºC; Conductividad en µS/cm; iones en mg/l.

Otro proceso, además de la disolución de sales evaporíticas, y que también puede contribuir al aumento de la salinidad de las aguas del acuífero es la infiltración de aguas procedentes de la concentración por evaporación que se produce en humedal denominado “Merja”. Este proceso afectaría a las aguas de los puntos nº 2, 3 y 12.

74

Variable Mínimo Máximo Media Desviación estándarTemp. 13,5 18,0 15,6 1,3

pH 5,55 8,01 7,1 0,7Cond. 340 12520 2294 3318

Cl- 56 7019 850 1953SO4

2- 10 715 137 192HCO3

- 148 744 304 166Ca2+ 27 336 93 83Mg2+ 11 251 56 64Na+ 28 3909 481 1087K+ 0,4 215 25 60,5

NO3- 0 51 19 18

Tabla 2.- Valores mínimos, máximos, medios y de desviación estándar de las variables determinadas en las muestras tomadas en el acuífero (Temperatura en ºC; Conductividad en µS/cm; iones en mg/l).

Figura 3.- Diagrama de Piper con las proporciones iónicas registradas en el acuífero de Smir.

Especial atención merece el punto acuífero nº 5, situado próximo a la línea de costa. Tiene la salinidad muy alta (12520 �s/cm), facies claramente clorurada sódica y concentraciones de los iones cloruro, sulfato, bicarbonato,

75

sodio, calcio y magnesio más elevados. A su vez, tiene los valores de las relaciones Cl-/HCO3

-, Cl-/SO42-, Cl-/Ca2+ y Cl-/Mg2+ y Ca2++Mg2+/Na+. Esto nos

lleva a pensar en la existencia de un proceso de intrusión marina que afectaría a zonas del acuífero próximas al punto nº 5.

Muestra Cl-/HCO3- Cl-/SO42- Cl-/Na+ Cl-/Ca2+ Cl-/Mg2+ Ca2++Mg2+/Na+

1 1,2 3,3 1,0 2,4 1,5 2,42 3,1 4,3 1,1 3,0 2,8 5,63 1,2 7,7 1,4 0,9 3,4 7,24 0,3 7,6 1,3 0,4 1,0 5,25 16,2 13,3 1,2 11,8 9,6 16,96 3,9 8,3 1,2 4,6 3,7 3,17 2,6 8,3 1,6 2,2 2,8 4,18 1,9 4,6 1,0 4,4 3,3 1,79 0,7 3,3 0,8 1,1 1,7 1,910 0,6 1,5 1,4 0,7 0,9 5,811 3,9 5,3 1,1 5,3 3,0 3,712 1,7 3,6 0,9 3,1 2,6 4,9

Tabla 3.- Principales relaciones iónicas obtenidas en las muestras tomadas.

-5,000

-4,000

-3,000

-2,000

-1,000

0,000

1,000

2,000

3,000

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

Índi

ce d

e Sa

tura

ción

CalcitaDolomitaYeso

Figura 4.- Valores de los índices de saturación de calcita, dolomita y yeso en las muestras de agua obtenidas en el acuífero de Smir.

En la figura 4 se pueden ver los índices de saturación de la calcita, dolomita y yeso, determinados en las muestras del acuífero de Smir. Con respecto a la calcita y dolomita, parece predominar la subsaturación en ambos minerales, siendo la muestra 9 la más subsaturada de toda; por el contrario, un

76

grupo menor formado por las muestras nº 5, 6, 10,11 y 12, está sobresaturado en estos dos minerales. En relación con el yeso, se puede ver que todas están subsaturadas, si bien no con el mismo valor. Así, la muestra nº 5, y con diferencia, es la menos subsaturada de todas. Finalmente, y en relación con las altas concentraciones de ión nitrato encontradas en algunas muestras, se constatan en la zona de estudio vertidos de residuos líquidos sin depurar y sólidos urbanos de la población de M’diq y de las urbanizaciones turísticas del lugar. Los primeros se vierten directamente en el humedal, mientras que los segundos se depositan en su límite; también los residuos de la actividad agrícola constituyen importantes fuentes puntuales de contaminación.

CONCLUSIONES

El estudio hidroquímico de las aguas subterráneas del acuífero detrítico de Smir permite ver que predomina la facies clorurada sódica en la mayoría de las muestras. Tienen un pH comprendido entre 5,6 y 8. La conductividad varía desde 340 hasta 2580 �s/cm y se encuentran concentraciones elevadas de los iones cloruro, sulfato y sodio. La salinidad de las aguas del acuífero es en general alta y estaría condicionada por causas antrópicas, el vertido de residuos sólidos y líquidos urbanos y agrícolas, y naturales, la concentración por evaporación y procesos de cambio iónico. Especial atención merecen las características hidroquímicas del punto nº 5, con una salinidad superior a 12520 �s/cm y en donde se estaría manifestando un proceso de intrusión marina.

AGRADECIMIENTOS

Este trabajo se llevó a cabo en el marco del proyecto 18PRO/00, financiado por la AECI.

REFERENCIAS

Durand-Delga, M., Hottinger, L., Marcais, J., Mattaeur, M., Millard, Y. y Sutter, C. (1962). Données actuelles sur la structure du Rif. Mob. Sér. Géol. Fr.(Livre mém. P. Fallot). 1: 399-422.

Stitou, J. y Pulido Bosch, A. (1995). Impacts anthropiques sur l’aquifère alluvial de Smir (Tétouan, Maroc). Hydrogéologie. 3: 39-46.

77

Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 79-89, 2002, Almería

UTILIDAD DE LOS MÉTODOS GEOFÍSICOS EN LA DELIMITACIÓN DE LA INTRUSIÓN MARINA EN LOS ACUÍFEROS COSTEROS

M. Himi 1, N. Sanz 1, J.C. Tapias 2 y A. Casas 1

1) Facultad de Geología, Universidad de Barcelona. e-mail: albertc@natura.geo.ub.es 2) Facultad de Farmacia, Universidad de Barcelona. e-mail: jtapias@farmacia.far.ub.es

RESUMEN.- La creciente demanda de agua en los acuíferos costeros hace que el control de la intrusión marina sea cada vez más necesario. Actualmente el control se realiza en la mayoría de las zonas mediante el análisis hidrogeoquímico en pozos y piezómetros. Pero visto el elevado coste de este tipo de estudios, siempre se reduce el número de pozos para que sea coherente con el objetivo del estudio. Además, en muchas ocasiones no se dispone de un número suficiente de pozos, lo que hace que el estudio sea incompleto.

Desde hace muchos años se vienen utilizando los métodos eléctricos resistivos, principalmente el SEV, en la detección de zonas salinas. Sin embargo, este método no puede considerarse como el más adecuado a causa de la influencia de los efectos laterales y sobre todo por su bajo rendimiento. En consecuencia, es necesario disponer de nuevos métodos geofísicos que aporten una mejor relación coste-beneficio, como en principio deben proporcionar los nuevos métodos electromagnéticos a causa de su mayor rapidez y facilidad operativa.

Palabras Clave: Intrusión marina, prospección electromagnética, interfase agua dulce- agua salada.

INTRODUCCIÓN

La intrusión marina en los acuíferos costeros es uno de los principales problemas en el abastecimiento de las zonas costeras. El equilibrio entre el agua dulce y el agua salada es siempre frágil a causa se la elevada capacidad de mezcla entre las dos aguas, y depende del volumen de agua de recarga y el volumen de agua bombeada. Así cuando hay un equilibrio natural, el agua marina más densa ocupa una posición inferior dentro del acuífero formando lo que se denomina “cuña de agua salada”. La penetración de esta cuña es menor cuando mayor es el flujo de agua dulce hacia el mar. Cuando se rompe este equilibrio, provocado por una disminución del flujo de agua dulce o por la sobre-explotación, se provoca un descenso en el nivel piezométrico que viene acompañado por el desplazamiento del agua salada hacia el interior.

79

La delimitación de la intrusión marina en los acuíferos costeros se realiza, en general, mediante el análisis químico de las aguas subterráneas. Sin embargo, las dificultades de muestreo y a veces la ausencia de pozos o piezómetros hace que el número de muestras analizadas sea muy limitado y por lo tanto poco representativos los mapas derivados de estas observaciones. En este estudio se plantea la utilización de la prospección electromagnética en el dominio de las frecuencias, mediante un conductivímetro Geonics modelo EM-34-3 como método geofísico complementario a los análisis hidroquímicos. La zona piloto seleccionada para llevar a cabo este estudio ha sido el acuífero costero de Campos (Mallorca), donde se desarrolla una gran actividad agrícola, con la consiguiente demanda de agua para regadío incrementada con el aumento de población que sufre la zona durante el verano, que ha dado lugar a una salinización progresiva de los acuíferos.

METODOLOGÍA

Los conductímetros de subsuelo, denominados según la terminología inglesa ground-conductivimeters (Sharma, 1997), son instrumentos electro-magnéticos capaces de medir por inducción la conductividad eléctrica del terreno. En general, pueden considerarse como sistemas Slingram de bobina emisora y receptora móviles que operan en el dominio de las frecuencias, aunque presentan una tres diferencias significativas:

1. La frecuencia de emisión, para cada una de las distancias entre las bobinas es muy pequeña, de forma que la profundidad efectiva o skin depth es siempre significativamente mayor que dicha distancia. Esta condición se conoce como operación a bajo número de inducción.

2. Se asume que cada respuesta del terreno está en cuadratura (componenteimaginaria) de la señal recibida.

3. El nivel cero del sistema de medida de la componente cuadratura está calibrado para medir directamente la conductividad del terreno a una determinada profundidad. El número de inducción NB (adimensional) es la relación entre el espaciado

entre las bobinas y la profundidad efectiva:

)2/( 0 ���

SSN B (1)

Cuando NB<< 1,

2/4/ 220 B

p

s NisiHH

��� (2)

por lo tanto, la relación Hs/Hp es proporcional a la conductividad eléctrica del terreno:

���

���

�

p

sa H

Hs 2

0

4��

� (3)

80

Donde:Hs es la amplitud del campo magnético secundario. Hp es la amplitud del campo magnético primario. �o es la permeabilidad magnética del medio. � es la frecuencia angular (� = 2 � f) siendo f la frecuencia del campo EM). �a es la conductividad aparente del terreno (mS/m)

Consideremos la configuración de la figura 1, donde una bobina transmisora Tx está alimentada con una corriente alterna de frecuencia f (Hertz), mientras que otra bobina receptora Rx localizada a una distancia s de la primera. La corriente producida por el transmisor genera un campo magnético primario Hp que se propaga libremente bajo y sobre la superficie del terreno. En presencia de un cuerpo conductor, la componente magnética de la onda inducida produce corrientes parásitas que a su vez generan también un campo magnético secundario Hs que se detecta en el receptor (McNeill, 1980). De este modo, el instrumento convierte el valor del voltaje directamente a una conductividad aparente expresada en miliSiemens por metro.

El receptor detecta también el campo magnético primario que se desplaza en el aire. Así, el receptor representa el efecto resultante de la combinación de los dos campos primario y secundario. Por consiguiente, el parámetro medido por el receptor se diferencia tanto en fase como en amplitud del campo primario. En general, el campo electromagnético secundario es una función compleja de la separación entre bobinas (s), de la frecuencia (f), y de la conductividad eléctrica (�a) del terreno.

BOBINA TRANSMISORA BOBINA RECEPTORA

CAMPO EM PRIMARIO

CAMPO EM SECUNDARIO

CORRIENTE INDUCIDA

CUERPO CONDUCTOR

(Tx) (Rx)

Figura 1.- Esquema del campo electromagnético de un sistema Slingram (Reynolds, 1997).

81

El instrumento utilizado en este estudio ha sido un Geonics modelo EM34-3, que está constituido por dos bobinas: una transmisora y otra receptora. La separación entre las dos es variable: 10, 20 y 40 metros. La profundidad de exploración es función de la separación entre bobinas, de sus orientaciones espaciales y de forma que pueden aplicarse con los ejes de los dipolos verticales (VD) u horizontales (HD) sobre el mismo plano. La tabla 1 representa la profundidades de exploración para las diferentes separaciones entre bobinas (McNeill. 1990):

Profundidad de exploración (m) Separaciónentre

bobinas (m)

Frecuencias(Hz) Dipolos horizontales

(HD) Dipolos verticales

(VD)10 6400 7.5 1520 1600 15 3040 400 30 60

Tabla 1.- Relación entre los diferentes factores que afectan la profundidad de exploración.

CONTEXTO GEOGRÁFICO Y GEOLÓGICO

La unidad hidrogeológica de Llucmajor-Campos (Plà de Mallorca), está situada en el extremo meridional de la isla, limitando al Norte con el Llano de Palma y las Serres Centrals, al este con la Marina y la Serra de Llevant y al sur y al oeste con el Mediterráneo. El estudio geofísico abarca una área aproximada de 53 km2, y contiene el tramo de costa comprendido entre Sa Rápita y la Colònia de Sant Jordi (figura 2).

La unidad de Llucmajor-Campos está constituida geológicamente por las formaciones siguientes:

Las margas grises tortonienses “calcisiltitas con Heterostegina”, que constituyen un paquete de potente espesor, se encuentran en contacto directo sobre las margas serravallienses de modo que existe un zócalo impermeable generalizado. Sobre las margas se encuentran las calizas y calcarenitas que constituyen el acuífero más importante de la unidad. En dicha formación se diferencian dos tramos: el inferior está constituido por calcarenitas de grano fino de permeabilidad media a baja (calizas de plataforma). El superior se compone de calizas arrecifales muy permeables, pero que no siempre está saturado. Sobre este último aparece un nivel muy poco potente (1 a 3 metros) de estromatolitos.

En la depresión de Campos sobre el Tortoniense-Messiniense se encuentra un Cuaternario, que sólo está saturado en unos 60 km2, con un espesor de unos 10 m. Está constituido por limos rojos con niveles lumaquélicos o por antiguas dunas más o menos cementadas. El acuífero cuaternario está conectado con el

82

acuífero subyacente, funcionando ambas formaciones como un acuífero único de 615 km.2.

Figura 2.- Esquema morfológico de la isla de Mallorca con indicación de la zona deCampos (en el recuadro).

En la zona de Porreres-Felanitx existe una estructura paraarrecifal, constituida por las Calizas de Randa, que actúan como acuífero confinado. El área que abarca este estudio no se ve afectada por este acuífero.

Unidad ArrecifalCalizas SantanyíLimos Palma

Calcarenitas HeterosteginaCalizas Randa

Limos ManacorUnidad TurbidíticaBasamento

Figura 3.- Corte geológico de la cuenca de Campos.

83

Según sus características hidrogeológicas, la unidad de Llucmajor-Camposse divide en tres zonas claramente diferenciadas y que son: La Marina de Llucmajor, la depresión de Campos y la zona norte de Campos (entre Felanitx y Porreres), de las cuales la depresión de Campos (zona de estudio) es la que presenta mayores valores de transmisividad, siendo a su vez la más explotada (90% del bombeo total) debido a las demandas para riego.

Igual que en el resto de depresiones que ocupan los Llanos Centrales, en la depresión de Campos las transmisividades aumentan desde los bordes hacia el centro de la unidad, alcanzando valores muy altos (hasta 20000 m2/día).

La principal alimentación de los acuíferos de esta unidad procede de la infiltración directa del agua de lluvia. La transferencia del flujo subterráneo con las unidades limítrofes es pequeña, del orden de 3 hm3/año desde las unidades de Felanitx (Sierra de Levante). Aunque el balance es favorable a la descarga al mar, es evidente que ésta se produce principalmente en el sector de Llucmajor, mientras que en la depresión de Campos se está produciendo una intrusión marina, como lo demuestra la evolución de la calidad química del agua (DGOP, 1987).

En la depresión de Campos, coincidiendo en el área más transmisiva y más explotada de la unidad, las isopiezas conforman una vaguada hidrogeológica, especialmente acusada al final de la época de riegos. Los gradientes suelen ser inferiores al 0.3 por mil. Durante la época de bombeo intensivo, los niveles tienen con frecuencia cota negativa.

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

La campaña de prospección electromagnética fue realizada durante el mesde junio de 1999, abarcando un total de 54 sondeos electromagnéticos con las tres separaciones y las dos orientaciones entre las bobinas. De esta forma en cada punto se han obtenido 6 valores de conductividad aparente que se han representado en forma de mapas de isovalores para cada configuración entre bobinas (figura 4).

Del conjunto de los mapas obtenidos (Himi, 2000), se observa un aumento de la conductividad hacia la línea de costa y hacia el centro de la cubeta. Respecto a la variación de la conductividad en función de la profundidad, se observa que en el mapa de 10 HD (7.5 metros de profundidad) tenemos valores de conductividad que oscilan entre 35 mS/m en la parte NW, y 220 mS/m en la parte central de Ses Salinas y en la parte costera sur. Estos valores aumentan en general con la profundidad para alcanzar los máximos con los dipolos 40 VD, donde los valores superan a los 500 mS/m. A esta profundidad se observa un claro avance de la cuña salada que penetra hasta 5 km de distancia desde la costa. La forma de esta cuña salada responde a las características morfológicas de la cubeta, deducidas a partir de la interpretación de las anomalías gravimétricas (Sanz et al., 2000).

84

85

Covetes

Playadel Trenc

Ses Arenes

Sa Rápita

Salinas de Levante

Sa Barrala

Mar Mediterráneo

Covetes

Playadel Trenc

Ses Arenes

Sa Rápita

Salinas de Levante

Sa Barrala

Mar Mediterráneo

0 500 10000 500 1000

Covetes

Playadel Trenc

Ses Arenes

Sa Rápita

Salinas de Levante

Sa Barrala

Mar Mediterráneo

Covetes

Playadel Trenc

Ses Arenes

Sa Rápita

Salinas de Levante

Sa Barrala

Mar Mediterráneo

0 500 10000 500 1000

Covetes

Playadel Trenc

Ses Arenes

Sa Rápita

Salinas de Levante

Sa Barrala

Mar Mediterráneo

Covetes

Playadel Trenc

Ses Arenes

Sa Rápita

Salinas de Levante

Sa Barrala

Mar Mediterráneo

Figura 4.- Mapas de isoconductividades aparentes para los dipolos: 10 HD (a), 10 VD (b), 20 HD (c) y 20 VD (d).

0 500 1000 0 500 1000

(10 HD) (10 VD)

(20 HD) (20 VD)

(40 HD) (40 VD)

Otro objetivo de este estudio es determinar la posibilidad de deducir los valores de la conductividad del agua a partir de los valores de conductividad eléctrica del terreno, dado que para los hidrogeólogos están más familiarizados con aquellos parámetros. Por este motivo hemos aplicado la ley de Archie que relaciona la resistividad de una formación saturada �o , y la resistividad del flujo saturante �w con un factor F denominado factor de formación, mediante la expresión siguiente:

�o = F �w (4) El valor de F sólo será constante si las características litológicas de las

formaciones que constituyen el acuífero se mantienen constantes, es decir que podemos considerarlo como un medio lateralmente homogéneo.

Los datos utilizados para este cálculo han sido la conductividad eléctrica del agua de 14 puntos obtenidos por la Junta de Aguas de Baleares en pozos ypiezómetros durante el año 1999. Puesto que todas estas muestras proceden de captaciones realizadas a menos de 10 metros de profundidad, se ha decidido compararlas con los datos de conductividad de eléctrica del terreno correspondientes a la configuración de dipolos 10 HD, ya que representa una profundidad de investigación similar.

Como muestra la figura 5, la relación existente entre la conductividad del agua y conductividad aparente del substrato que la contiene es lineal, aproximándose a una recta que responde a la ecuación:

�w = 12.424 �a +29.164. (5)

El coeficiente de determinación “R” de dicha correlación es de 0.842.

Formation Conductivity (mS/m)

Wat

er C

ondu

ctiv

ity (

mS

/m)

0

400

800

1200

1600

2000

2400

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180Formation Conductivity (mS/m)

Wat

er C

ondu

ctiv

ity (

mS

/m)

0

400

800

1200

1600

2000

2400

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

Con

duct

ivid

ad d

el a

gua

(mS/

m)

Conductividad de la formación (mS/m)

Figura 5.- Correlación entre la conductividad del agua de saturación y la conductividad de la formación.

86

Según Winsauer (1956), el factor de formación de un material determinado es también consecuencia de su porosidad, su textura y su grado de cementación, además de las variaciones de salinidad del agua. Por tanto, la relación de Archie es válida en el caso que la resistividad de los materiales sea despreciable respecto a la resistividad del agua, pero en presencia de una fracción arcillosa, esta última puede influir sobre los valores del factor de formación.

En nuestro caso, los valores calculados del factor de formación oscilan entre 6.7 como valor mínimo y 21.6 como valor máximo (figura 6). La poca información sobre la textura de los materiales y la presencia o no de las arcillas hace difícil concluir sobre la porosidad de los materiales. Sin embargo, se ha podido comprobar que donde los valores del Factor de Formación son elevados, es donde los valores de cloruros, de conductividad del agua y de conductividad aparente son también elevados.

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14Posoz

0

10

20

Valo

res

del F

acto

r de

Form

ació

n

Nº Muestra 1. 724-7-3 2. 724-7-5 3. 724-7-6 4. 724-7-9 5. 724-7-12 6. 724-7-15 7. 724-716 8. 724-6-5 9. 724-6-7 10. 724-3-2 11. SBarralla.1 12. SBarralla.2 13. SBarralla.3 14. SBarralla.4

Pozos

Figura 6.- Valores del factor de formación en los 14 pozos de muestreo.

Dado que, como se ha indicado anteriormente, la relación entre la conductividad del terreno y la conductividad del agua es lineal, hemos usado la expresión (5) para todos los valores de conductividad del terreno, y hemos calculado el valor de la conductividad del agua en cada punto. El resultado lo hemos representado en forma de mapa de conductividades que se presenta en la figura 7 a. Obviamente la forma de las isolíneas es idéntica a la del mapa de conductividad aparente obtenido por la prospección electromagnética para la configuración de dipolos horizontales y distancia 10 metros entre las bobinas.

A fin de contrastar la validez de este proceso hemos comparado este mapa con el de salinidad del acuífero facilitado por la Junta d'Aigües de Balears para el año 1999 que se muestra en la figura 7 b. Como puede apreciarse, tanto la forma como los valores de las isolíneas en ambos mapas son muy similares, indicando que la relación deducida para las 14 estaciones de medida electromagnética es aplicable al conjunto de las 54 estaciones medidas en la campaña de prospección geofísica.

87

Figura 7.- Mapa de conductividad eléctrica del agua deducido a partir del factor de formación y de conductividad eléctrica del agua subterránea obtenido directamente a partir del muestreo del agua en pozos.

Estos resultados indican la posibilidad, no solo de deducir las conductividades del agua subterránea a partir de las conductividades aparentes del terreno medidas por métodos geofísicos, sino también la efectividad de integrar ambos tipos de datos utilizando la geofísica allí donde no existan pozos o piezómetros que posibiliten el muestreo del agua subterránea.

CONCLUSIONES

La aplicación de la prospección electromagnética en la zona de Campos(Mallorca) nos ha permitido obtener mapas de isoconductividades aparentes del terreno a diferentes profundidades, y ha reflejado la existencia de una intrusión marina en una fase muy avanzada, adaptando su forma a la geometría de la cubeta. La interfase agua dulce agua salada llega en la parte central hasta unos 5 km de la línea de costa. Este aumento de salinidad parece relacionado con la sobreexplotación de las aguas subterráneas bombeadas en esta zona.

Respecto a la metodología en si, se ha podido comprobar la gran ventaja que tiene el método tanto en rapidez, coste y resolución, lo que permite calificar la prospección electromagnética en el dominio de frecuencias como un excelente método complementario a los muestreo hidroquímicos para la evaluación de la intrusión marina en los acuíferos costeros. Por otro lado, la aplicación de la relación de Archie para convertir los valores de conductividad aparente del terreno en valores de conductividad del agua subterránea se ha mostrado muy eficaz, sobre todo siempre que las características litológicas del acuífero sean suficientemente homogéneas.

Covetes

Playadel Trenc

Ses Arenes

Sa Rápita

Salinas de Levante

Sa Barrala

Mar Mediterráneo

0 500 1000

5000

Llucmajor

Campos

Felanitx

SantanyíSes Salinas

Sant Jordi

100020003000 5000

3000

5000

30050010002000

Mar Meditarráneo

Sa Ràpita

0 10 km

88

REFERENCIAS

Archie, G.E. (1942). The electrical resistivity log as an aid in determining some reservoir characteristics. Trans. A.I.M.E., 146: 389-409.

DGOP (1987). Hidrogeología de la isla de Mallorca. Conselleria d’Obres Publiques i Ordenació del Territori. Dirección General de Obras Publicas (Servei Hidráulic).186 p.

Himi, M. (2000). Delimitación de la intrusión marina en los acuíferos costeros por métodos geofísicos. Tesis Doctoral. Universidad de Barcelona. 341 p.

McNeill, J.A. (1980). Electrical conductivity of soils and rocks. Geonics Ltd. Technical Note TN-5 Canada.

McNeill, J.A. (1990). Use of electromagnetics methods for groundwaterstudies. Geotechnical and Environmental Geophysics, SEG, 1:191-218.

Reynolds, J.M. (1997). An Introduction to Applied and Environmental Geophysics. John Wiley & Sons, Chichester. 814 p.

Sanz, N., Himi, M., Pinto, V., Rivero, L., Barón, A., Ranieri, G. and Casas, A. (2000). Geophysical delineation of saltwater intrusion in the Campos Bassin (Mallorca, Spain). VI Meeting of Environmental and Engineering Geophysical Society (European section), Bochum.

Sharma, P.V. (1997) Environmental and Engineering Geophysics. CambridgeUniversity Press

Winsauer, W., Perkins, F.M and Brannon, H.R. (1956) Interelation of resistivity and potential of shaley reservoir rock. Journ. Petrol. Technol. 6 (8): 28-34.

89

Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 93-107, 2002, Almería

INTRUSIÓN MARINA EN EL SECTOR ORIENTAL DEL ACUÍFERO PROFUNDO DEL DELTA DEL RÍO LLOBREGAT

(BARCELONA). EVOLUCIÓN TEMPORAL Y PROBLEMÁTICA SOCIOECONÓMICA

F. J. Alcalá-García 1,J. Miró 2 y A. García-Ruz 2

1 Dpto. de Hidrogeología y Química Analítica. Universidad de Almería. 04120 - Almería

2 Aigües del Prat S. A., El Prat de Llobregat (Barcelona)

RESUMEN.- A partir de datos analíticos sobre el contenido de ion cloruro de las aguas subterráneas del sector oriental del Acuífero Profundo costero del delta del Llobregat se han desarrollado unos gráficos de isocontenidos en cloruros para los periodos de 1975, 1985, 1995 y últimos cinco años (1996-2000), obteniendo posteriormente conclusiones acerca de la evolución histórica de la Intrusión Marina polifocal detectada a partir de los años 70 en este área. Una mala gestión de recursos, avalada por la administración, informes con escaso conocimiento de detalle del medio y la construcción de grandes obras con un consecuente cambio geomorfológico, unido a una demanda creciente de consumo muy localizada han propiciado la situación de alerta desde los años 70 que se hace crítica en la actualidad. Estos factores se dejan sentir en el conjunto de la sociedad, repercutiendo especialmente sobre el sector industrial y agrario tradicional. El empeoramiento en la calidad del agua subterránea afecta y posiblemente afectará durante años al consumo y protección de la calidad de las mismas, aumentando el coste por extracción y posterior depuración, siendo necesarias inversiones en infraestructura de depuración y regulación de aguas, accesorias a las actualmente implantadas.

Palabras clave: acuífero detrítico costero, intrusión marina, sobreexplotación, cloruros.

INTRODUCCIÓN

Los materiales cuaternarios del Delta del Llobregat conforman una serie de acuíferos, hoy explotados con fines variados: abastecimiento urbano,industrial y agrícola. En los últimos años (periodo desde 1996 a 2000) se ha detectado un aumento progresivo y preocupante del avance de aguas marinas hacia el interior del Acuífero Profundo del Delta del río Llobregat del que se abastecen directa o indirectamente unas 100.000 personas y son el sostén económico de la comarca. A partir de mediados de los años setenta, fecha posterior a la construcción de la dársena portuaria de la Zona Franca del Puerto de Barcelona (APSA, 2000-c), ha sido común el abandono progresivo

93

de pozos. Desde entonces y debido al empeoramiento progresivo de la calidad del agua subterránea, ha sido necesaria la conexión a la red de abastecimiento general para el abastecimiento de agua al sector industrial, debiendo aumentar el volumen de bombeo en la zona de Cornellà (SGAB), con el consiguiente desplazamiento de la masa de agua salobre hacia el interior del acuífero, observándose en los últimos años un desdoblamiento de la cuña de intrusión. La evolución de la intrusión marina se ha plasmado gráficamente mediante gráficos que muestran el contenido de cloruros de las aguassubterráneas del sector oriental del Acuífero Profundo, zona donde se ha localizado históricamente la mayor explotación. Se ha elegido el ion cloruro como trazador químico sencillo para visualizar en planta la extensión y evolución de la intrusión marina durante diversas etapas históricas (APSA, 2000-b), iniciándose esta actividad en los años treinta (C.I.S.A.Ll.; Ferret, 1985). Esta representación permite identificar la extensión, la concentración, zonas más importantes en el avance de la intrusión marina y zonas preferentes de acumulación de cloruros frente a otras donde no existen tales. Dichos mapas se han elaborado para los periodos históricos de 1975, 1985 y 1995; y periodos recientes de 1996, 1997, 1998, 1999 y 2000. La evolución de la intrusión marina se ha plasmado gráficamente mediante gráficos que muestran el contenido de cloruros de las aguassubterráneas del margen izquierdo del Acuífero Profundo, zona donde se localiza la mayor explotación. Se ha elegido el ion cloruro como trazador químico sencillo para visualizar en planta la extensión y evolución de la intrusión marina durante diversas etapas históricas (APSA, 2000-b). Esta representación ha permitido identificar la extensión, la concentración, zonas en las que el avance de la intrusión marina ha sido más importante y donde se acumulan concentraciones de cloruros de forma preferente frente a otras donde no existen tales. Dichos mapas se han elaborado para los periodos de 1975, 1985, 1995, 1996, 1997, 1998, 1999 y 2000.

METODOLOGÍA DE MUESTREOS, ANÁLISIS Y CONFECCIÓN PLANIMÉTRICA

El muestro se ha realizado en la red de pozos gestionados por la empresa Aigües del Prat, S. A. y piezómetros de la Junta d’Aigües de Catalunya. El análisis ha incluido para el año 2000 datos aportados por la SGAB de sus pozos de Cornellà. La confección de los mapas de isocontenidos en cloruros se ha realizado a partir de la superposición de los mapas, elaborados con el programa SURFER ® y MODFLOW ®, sobre la superficie topográfica. En algunos casos se ha modelizado el gradiente de movimiento de aguas subterráneas con el programa MODFLOW ®.

GEOLOGÍA E HIDROGEOLOGÍA DEL DELTA DEL RÍO LLOBREGAT

El Delta del Llobregat se desarrolla al pie de la vertiente mediterránea de la Cordillera Litoral Catalana, que forma parte del conjunto de los Catalánides de orientación NE-SW. Este conjunto está constituido por tres grandes unidades

94

95

morfoestruturales: la Cordillera Prelitoral, la Depresión Prelitoral y la Cordillera Litoral (Figura 1).

Figura 1.- Contexto geológico regional, modificado de Almera, 1891 y localización del área estudiada.

Los depósitos deltáicos (Marques, 1975 y Marqués, 1984) están constituidos por una serie de materiales fluviales y marinos de gran complejidad, debido a cambios laterales de facies y granulométricos de detalle, comunes en ambientes sedimentarios deltáicos. En la zona central del Delta los materiales cuaternarios se encuentran apilados generalmente sobre el Plioceno. El contacto entre ambos es una superficie erosiva, sobre la que aparecen unas gravas fluviales de relleno post-glacial, que a su vez, separa dos sectores. El sector inferior se denomina complejo detrítico inferior y el superior complejo deltáico, cuya base es el nivel conocido como la cuña intermedia de limos. El inferior, donde también se incluye el nivel de gravas que sirve de límite, es bastante complejo litológicamente y corresponde a dos ciclos de transgresión marina. Dentro del complejo deltáico se distinguen tres tramos, el inferior o nivel salobre, el intermedio o cuña fluvio-marina limosa y el superior con niveles detríticos de frente deltáico y de llanura de inundación deltáica. En los bordes del Delta la sucesión vertical de materiales difiere de la Zona Central. Normalmente sobre el nivel de gravas, se encuentran niveles de arenas, cuyo origen sea seguramente litoral (playas). En cuanto al comportamiento hidrogeológico del Delta destacar que dentro del Cuaternario reciente se dividen dos Unidades Hidrogeológicas clásicas: el Acuífero Superior y el Acuífero Profundo, separadas por una cuña de limos marrones que constituye un material acuitardo (Custodio, 1981; Iribar, 1992; Iribar y Custodio, 1993; Iribar et al., 1993).

Mar Mediterráneo

PaleozóicoLlobregat

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En el Delta existen tres acuíferos claramente definidos, que se encuentran interconectados. Estos acuíferos se corresponden a:

� Acuífero del Valle Bajo. � Acuífero Superficial del Delta. � Acuífero Profundo del Delta.

Respecto al Acuífero Profundo del Delta, ocupa casi toda la superficie deltáica, prolongándose bajo el mar bajo de la cuña de limos intermedios. Es cautivo en toda la zona cubierta por la cuña de limos, sin embargo, en los márgenes del Delta (derecha e izquierda), la cuña de limos desaparece por cambio lateral de facies a arenas finas, y el Acuífero Profundo se comunica con el superficial a través de ellas, siendo por tanto, libre (Figura 2). El espesor del acuífero (Figura 2), conocido a partir de numerosas columnas de sondeos, es inferior a 10 m en la zona central, y de hasta 30 m en zonas marginales de conexión; hacia el mar presenta espesores mínimos de 2,5 m (APSA, 2000-c). El funcionamiento hidráulico general del acuífero profundo es muy conocido. No obstante, las obras civiles de importancia han suministrado algunas variaciones muy provechosas de su funcionamiento en detalle. Estudios recientes muestran que los valores de almacenamiento obtenidos son sensiblemente inferiores a los aportados en estudios anteriores en los que se aplicaba un modelo geológico generalizado del Delta (MOP, 1966; REPO, 1971; Custodio, 1981, Iribar, 1992). A partir de estudios geológicos detallados se obtienen valores sobre volumen de almacenamiento inferiores a los obtenidos con un modelo más general. La necesidad de detalle en la interpretación geológica ya ha sido apuntada por algunos técnicos (APSA, 2000-a y UPC, 2000).

EVOLUCIÓN TEMPORAL Y GRADUAL DE LA INTRUSIÓN MARINA

Las poblaciones de datos químicos sobre concentración de cloruros se han dividido en dos categorías, los obtenidos en 1975, 1985 y 1995 y los obtenidos entre 1996 y 2000. La red de pozos y piezómetros inventariada actualmente para muestreo puede verse en la Figura 3.

Intrusión marina con anterioridad a 1975

Ya desde 1933 se venía realizando evaluaciones sobre el contenido en cloruros del río Llobregat por la Comisión Investigadora de la salinidad de las Aguas del Llobregat (C.I.S.A.Ll.), nacida ante la necesidad de evaluar la salinidad proveniente de la zona minera de Cardona y Suria (Ferret, 1985). En los años 50 aparece la Comisaría de Aguas del Pirineo Oriental, que recoge el testigo de la anterior institución. Es durante los años 60 cuando comienza a estudiarse el fenómeno de salinización y en general la hidrogeología del Delta del Llobregat con un carácter netamente científico, apareciendo informes hidrológicos de muy alto nivel técnico. Destacar durante esta época se detecta una incipiente aparición de intrusión marina, ya detectada y delimitada por algunos autores (Custodio,

97

1965). Es destacar la inversión en conocer dicho proceso, que se materializa con la instalación de la red de piezómetros del Delta del Llobregat en el año 1966 por la S.G.O.P. En el año 1967 se crea el Curso Internacional de Hidrología Subterránea en Barcelona por los profesores Emilio Custodio y Ramón Llamas, ante las expectativas que el mundo de la Hidrogeología Subterránea demanda.

LlobregatEl Prat de

Aeropuerto

LlobregatCornellá de

Pozos y piezómetros estudiados

Mar Mediterráneo

0 300 750 1500m

Río Llobregat

Zona Franca

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Barcelona

Figura 3.- Localización de los pozos y piezómetros muestreados para 1996-2000. Algunos ya existentes con anterioridad a 1975.

Intrusión marina para el periodo de 1975

La fecha de 1975 es la inmediatamente posterior a la ejecución de importantes obras de ampliación de la dársena del Puerto de la Zona Franca. Con anterioridad, diversos informes técnicos sobre modelización hídrica del Acuífero Profundo (MOP, 1966; REPO, 1971) interpretaron las características hidrogeológicas de dicho acuífero, con resultados muy destacados. Es notable la aportación que realiza Agie, 1971 en un informe sobre interpretación de evolución futura de la intrusión marina en el acuífero que se produciría por la construcción de la dársena portuaria de la Zona Franca del puerto de Barcelona, siendo ignorado. Se destaca la conferencia del Profesor Emilio Custodio en 1967 a los empresarios de la zona sobre los riesgos que la intrusión marina provocaría en un futuro cercano.

El modelo gráfico realizado (Figura 4-a) incluye datos de un total de 27

98

pozos y otros puntos de muestreo, en los que la concentración de ión cloruro oscilaba entre 166 mg/l y 3180 mg/l, dejando entrever dos grandes focos de intrusión marina. Uno localizado en la Zona Franca del Puerto de Barcelona, entre la dársena del Puerto de Barcelona y el margen izquierdo del Río Llobregat y otro en la franja costera del Delta del Llobregat con dirección hacia El Prat de Llobregat.

Mar Mediterráneo

Pozos y piezómetros estudiados

Pozos y piezómetros estudiados

Mar Mediterráneo

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Figura 4.- Mapas de evolución y concentración del contenido en cloruros de los puntos muestreados durante 1975, 1985 y 1995.

Se observa como el gradiente principal de movimiento del ión cloruro se desplazaba con dirección ENE-WSW, desde la Zona Franca del Puerto de Barcelona a la población de El Prat de Llobregat. La concentración de cloruros de los pozos de la Zona Franca, indicaba que la calidad del agua en esta zona ya era mala, no siendo así en el resto del acuífero.

99

Intrusión marina para el periodo de 1985

Transcurridos diez años y habiéndose realizado estudios hidrogeológicosdetallados (Custodio, 1981; Manzano y Vivas, 1985), el fenómeno de intrusión marina se agrava, continuando el problema de la década anterior. Para esta fecha se dispuso de un total de 29 pozos y otros puntos de muestreo, donde la concentración de ión cloruro osciló entre 325,6 mg/l y 7.500 mg/l, dejando entrever dos grandes focos de intrusión (Figura 4-b). Uno localizado de nuevo en la Zona Franca del Puerto de Barcelona (pozos de la factoría SEAT) y otro en la banda costera del Delta del Llobregat y en dirección hacia el núcleo urbano de El Prat. Se observa que el gradiente de movimiento del ión cloruro presenta una dirección ENE-WSW proveniente principalmente desde la Zona Franca del Puerto de Barcelona y en dirección hacia la población de El Prat de Llobregat, englobándola parcialmente.

Intrusión marina para el periodo de 1995

Durante este periodo aparecen trabajos doctrinales y numerosas publicaciones de muy alto nivel científico (Iribar, 1992; Iribar y Custodio, 1993; Iribar et al., 1993; Manzano et al., 1993), pudiéndose conocer con más detalle las características geológicas e hidrogeológicas del Delta. Para el estudio de la intrusión marina se dispuso de una mayor base de datos que ha permitido afinar más en la descripción (67 pozos y otros puntosde muestreo), donde la concentración de ión cloruro oscilaba entre 111,3 mg/l y 9.232 mg/l, dejando entrever dos grandes focos de intrusión, uno en la Zona Franca del Puerto de Barcelona (pozos de la factoría SEAT) y la otro en la banda costera del Delta del Llobregat, próxima a la desembocadura del Llobregat y en dirección hacia el núcleo urbano de El Prat y área al S-E del Aeropuerto de Barcelona. En el núcleo urbano de El Prat de Llobregat, se observaban concentraciones en claro aumento respecto a fechas anteriores. Los pozos de esta zona presentaban concentraciones entre 1.000 mg/l y 1.500 mg/l. En el sector Este de la ciudad se afianzaba y aumentaba la cuña de intrusión marina con origen en la Zona Franca del Puerto, desplazándose varios kilómetros al Este de la localidad de El Prat. El gradiente de movimiento del ión cloruro indicaba un origen desde la Zona Franca en dirección W-E casi paralela a la costa, que englobaba totalmente a El Prat. La explotación de algunos pozos de la Zona Franca del Puerto de Barcelona, ya no era posible debido a la insolubilidad del agua. Algunos pozos de abastecimiento municipal y otros próximos al borde costero presentan valores de cloruros superiores a 2.000 mg/l, que obligan a su abandono. Los costes de nuevas campañas de exploración hidrogeológica e infraestructuras de depuración posterior aún no están calculados, pero se estiman necesarios más de 1.000 Mpts., además de la infraestructura realizada durante esta fecha.

100

Intrusión marina durante 1996, 1997, 1998 y 2000

Desde mayo de 1996 hasta mayo de 2000 se observa una evolución claramente al aumento del contenido en cloruros de las aguas subterráneas (Figura 5).

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Figura 5.- Mapas de evolución y concentración del contenido en cloruros de los puntos muestreados desde 1996 a 2000.

101

El incremento de la intrusión marina se evidencia por el aumento de la superficie afectada por aguas cloruradas marinas (Figura 5), situándose la principal entrada desde la dársena de la Zona Franca, con dirección de Este a Oeste. Una vez alcanza la altura del río Llobregat, se desdobla en dos lenguas, una que alcanza los pozos de abastecimiento de El Prat de Llobregat y otra que adquiere una dirección SE-NW hacia los pozos de bombeo de la compañía SGAB en Cornellà (años 1998-2000-Figuras 5c-5e). La otra entrada de agua marina, situada en el borde costero, avanzaba hacia los pozos de abas

, por flujo descendente debido al descenso del

no controlada y muy localizada de agua subterránea n esta zona del Delta.

EPERCUSIÓN INDUSTRIAL, SOCIAL Y ECONÓMICA

en la necesidad de inversiones para compra de terrenos destinados a

tecimiento.En algunos pozos al Norte de El Prat, se detecta un fenómeno anómalo

de introducción de ion cloruro con concentraciones constantes y desplazamiento N-S, asociado al vertido de aguas cloruradas potásicas provenientes de la zona minera de Suria y Cardona que se infiltran y atraviesan la capa acuitarda de limos, llegando finalmente al Acuífero Profundo. Una vez en el acuífero tienden a diluirse poco a poco hasta desaparecer siguiendo líneas preferenciales de flujo subterráneo. Se destacan los estudios referentes a la permeabilidad de la capa de limos (Manzano et al., 1993), que para esta zona estaría comprendida entre 1x10-5 a 2x10-5, pudiendo ser efectiva la comunicación entre acuíferospotencial piezométrico local.

Para el año 2000 (Figura 5e) se comprueba que la entrada de cloruros se ve frenada en un sector que coincide razonablemente con una zona de máximogradiente hidráulico, oscilando la concentración de cloruros sobre los 500 mg/l.

Se desprende de la información gráfica y algunos parámetros hidrogeológicos estudiados que la evolución de cloruros está condicionada por dos factores fundamentales: la estructura geológica de detalle del Acuífero Profundo y la extraccióne

R

La principal consecuencia de la intrusión marina a partir de los años 80 hasta mediados de los 90 es el abandono progresivo de pozos en todo el Polígono Industrial de la Zona Franca, provocando la conexión obligada a la red de abastecimiento general de aguas, con el consiguiente incremento de gastos y repercusión en sus economías. Algunas empresas localizadas en centro del acuífero, que hasta finales de los 80 disponían de agua barata de calidad aceptable, se ven obligadas a captar agua del acuífero con concentraciones en cloruros superiores a 1000 mg/l., obligando a instalar estaciones depuradoras y sistemas industriales de bajo consumo de agua que revierteneste fin.

Las explotaciones agrarias menores, que hasta mediados de los 70 se abastecían de agua subterránea para riego, se ven obligadas al abandono progresivo de pozos y recurriendo a la compra de agua y realización de canalizaciones de riego. Los pequeños agricultores deben adoptar cambios en el hábito de cultivos, pasando del cultivo tradicional de lechugas y alcachofas

102

de los años sesenta y setenta a tomates, más resistentes a aguas salobres pero con un menor beneficio económico (Ferret, 1985). En la actualidad con los

o por sectores del acuífero profundo desde 1985 a 1998 (CUASDRLL,998).

El Prat Franca Cornellà Bajo Resto del

Delta Total

sistemas de riego impuestos se ha vuelto a cultivos tradicionales marginales. La empresa Aigües del Prat se ve obligada, a partir de los 90, a aumentar la tarifa urbana de abastecimiento, apareciendo un canon de depuración y afección ambiental. El fenómeno condiciona la necesidad de ejecución de nuevos sondeos de investigación y construcción de pozos apropiados (entubaciones, filtros, rejillas y bombas especiales) a la captación de aguas salobres en lugares adecuados para asegurar un abastecimiento de agua de cierta calidad (concentraciones de cloruros superiores de 1000 mg/l.). Se hace necesaria la mejora del sistema de distribución y conducción de aguas hasta las plantas depuradoras, empleándose la Osmosis Inversa y balsas de acondicionamiento con volúmenes de almacenamiento de 1.5 Hm3/año. El caudal medio de agua tratada llega a los 3 m3/s, ampliándose los depósitos de regulación hasta los 200.000 m3. Al problema de la intrusión marina, entendida como [Cl-] se une la presencia de boro, cromatos y compuestos organoclorados derivados de la actividad industrial (APSA, 2000-b), lo que repercute en la necesidad de mejoras en el Laboratorio de Control de Calidad de la empresa Aigües del Prat, S. A. En definitiva, el tratamiento de agua repercute en un incremento de un 2.5 % cada año sobre el precio anterior, lo que supone un precio medio elevado para la obtención final de agua potable de baja calidad. Citar que el consumo anual por sectores, según datos para 1999, está cifrado en 8-10 Hm3/año para uso agrícola, 35-45 Hm3/año para uso industrial y 8-40 Hm3/año para abastecimiento. La tabla 1 muestra el consumo anual en Hm3/añ1

Zona S.G.A.B. Valle

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1998 26 1.5 31.4 7 7 73

- - 541987 36.5 3.5 10 - - 501988 5.5 5.5 - - 44.51989 35 3 22.6 - - 60.51990 3 13.8 - - 49.51991 31 3 13.7 8.5 9.5 65.51992 0.5 2.5 9.9 10 9.51993 27 8.3 10.5 571994 18.5 8.5 8 61.51995 24 2 13.5 7.51996 25 2 11.8 9.5 81997 6.5 1.5 21.9 68

abla 1.- Consumo anual (Hm3/año) de las zonas de extracción del delta del Llobregat. T

103

CONCLUSIONES

oc

tracciones desmesuradas sin un conocimiento del medio

ahora sin síntomas problemáticos de

épocas de poca lluvia, no condiciona un descenso

Durante dos décadas, periodo entre 1975 y 1995, el exceso en el bombeo de aguas subterráneas producido en la zona, junto a la mala gestión de recursos y ubicación de pozos, han sido las principales causas de la aparición y evolución de la intrusión marina del Acuífero Profundo. Dicha intrusión afecta a la calidad de las aguas, haciéndolas no aptas para consumo industrial, humano o agrícola. Este proceso ha sido progresivo y no controlado y se une a una mala planificación de impacto hidrogeológico en la gestión de infraestructuras como la construcción de la Dársena del Puerto de Barcelona. Estas obras, que concluyeron en 1.974, han modificado el régimen hidráulico del Delta del Llobregat, según la evolución mostrada por los mismos pozos durante 25 años. Estos factores se apoyaron inicialmente en la Ley de Aguas de 1879, muy desfasa ante la problemática suscitada durante los años 60 y 70 y que permitía la explotación de volúmenes de agua insostenibles mientras que en foros científicosy s iales se insistía en una regulación apropiada de los recursos (Ferret, 1985). El incremento en cloruros de las aguas comienza a la par que se desmantela el borde limoso impermeable del acuífero por las obras citadas y la proliferación de canteras de áridos en la zona costera, poniendo en contacto directo las aguas marinas con las arenas del acuífero libre y posteriormente con las gravas del Acuífero Profundo del Delta del Llobregat. Esto dejó el camino abierto para que el proceso de Intrusión Marina avanzara rápidamente hacia las zonas de máxima explotación. La evolución producida ya la pronosticó Joseph Agie en 1971, proponiendo las actuaciones a seguir, presupuestos necesarios para la corrección y recomendaciones sobre una remediación progresiva. A esta situación se añadió las importantes sequías sufridas durante 1973, 1990 y 1994 que condicionaron exadecuado de detalle.

La evolución del gradiente de flujo subterráneo del Acuífero del Delta del Llobregat parece indicar que el fenómeno más que atenuarse tiende a aumentar y llegar a sectores del acuífero hasta intrusión marina (APSA, 2000-b, 2000-c).

Para el periodo reciente (años 1996-2000), la evolución temporal de niveles piezométricos, aún siendo bajos, presenta indicios de recuperación debido a restricciones en el consumo (CUASDRLL, 1998). Por el contrario las concentraciones de cloruros de los pozos han aumentado y su extensión también. Se ha observado que el descenso piezométrico de pozos en algunos puntos del acuífero con escasa explotación está relacionado con el aumento del contenido en cloruros (aumento de densidad del agua) y no sólo del régimen pluviométrico general de recarga, ya que se ha demostrado que la recarga natural, aun engeneral tan importante.

Se ha detectado que la intrusión marina se ha estabilizado en algunas zonas, principalmente donde existe conexión de acuíferos y especialmente en la zona de entrada de agua marina (Zona Franca de Barcelona). El abandono progresivo en la última década ha sido el responsable de este fenómeno por anulación de bombeos en el propio frente de salinización y también por el abandono de pozos que, tras su deterioro, permiten la comunicación del

104

acuífero Superior, más salino, con el Inferior, menos salino y principal embalse

ostera desde la dársena del Puerto y desde la línea de costa (APSA,

uviones cuaternarios para

l gasto de exploración idrogeológica inicial e informes y estudios preliminares.

GRADECIMIENTOS

or el Grupo de Investigación Recusos Hídricos y Geología mbiental.

subterráneo de explotación. La evolución del contenido en cloruros del Acuífero Profundo para el año

2001, manteniendo la tónica de explotación actual, seguirá siendo la del avance progresivo en cloruros en aquellas zonas desfavorables para la explotación, y más o menos constante al actual en aquellas zonas más idóneas desde el punto de vista hidrogeológico. Este aumento del avance estará condicionado por una total intrusión dentro de la zona de máximo gradiente hidráulico del Acuífero Profundo del Delta, siguiendo activo el avance de intrusión c2000-b).

Se plantean soluciones por parte de la Administración como la recarga artificial en lugares de alta transmisividad o la instalación de barreras hidráulicas positivas en el borde costero o más ambiciosas como la posibilidad de trasvasar agua al área metropolitana de Barcelona desde la cuenca del río Ródano (Francia), pero tal vez se debería tener en cuenta las premisas geológicas de detalle para que esta recarga o bombeo de control a trasera del frente de intrusión, fueran eficaces y suficientes en todo el delta y no exclusivamente en aquellas zonas de amplio gradiente hidráulico, no necesitando realizar las obras del trasvase. Conocida es la conexión clara de todos los puntos del Acuífero, aunque esta conexión produzca una evolución diferenciada de sectores menos propicios a la explotación frente a otros que lo son más, de ahí que no se deba considerar al Acuífero Profundo como un ente de iguales propiedades geológicas y físicas en todo el Delta, sino más bien como un conjunto de sectores con propiedades hidráulicas diferentes, ha caracterizar según propiedades comunes y atendiendo a las características estratigráficas y granulométricas de los distintos aluna correcta ubicación de los pozos de explotación.

Se estima un coste para la construcción de infraestructuras, independientes de las puramente preventivas como barreras hidráulicas, etc., superiores a los 35.000 Mptas., encaminadas a la construcción de embalses de regulación, plantas de tratamiento, depósitos auxiliares, mejora y ampliación de la red de distribución, etc. A esta inversión se debe unir eh

A

Este trabajo ha sido posible gracias a la concesión de una Beca de Investigación (Contrato 400.194) por la C.T.D. de la Junta de Andalucía y a fondos de la empresa Aigües del Prat S. A. Agradecer además los comentarios históricos del Sr. Josep Ferret (CUASDRLL) y el soporte económico de edición realizado pA

105

REFERENCIAS

a. V Curso Internacional de Hidrología Subterránea, 59 p.

a hoja. Esc. 1:40.000. 1ª Edic. Barcelona, 1891; 2ª Edic. Barcelona, 1900

ero Profundo del Delta del Río Llobregat. Aigües del Prat S. A.

años 1996,1997,1998,1999 y 2000. Aigües del Prat S. A., 5 p. y anex

iento del comportamiento hidro

itatd’Usu

nitat d’Usuaris d’Aigües del Delta del Ríu Llobregat. 21 p. El

Sveriges Geol

es de l'Area Oriental del Delta del R

s acuíferos del Baix

intrusion in the L

eawater intrusion in the Llobr

Llobregat. XIX Curso Internacional de Hidrología Subte

e ion chromatography theory to the field data. 12 th SWIM

s cuaternarias del delta del Llobr

rnàries del Delta del Llobregat. Institut d’Estudis Catalans. 208 p. Barcelona.

Agie, J. (1971). Evolución de las aguas subterráneas del Polígono Industrial. Propuestas de administración de los recursos hídricos. Consorcio de la Zona Franca de Barcelon

y anexos. Barcelona. Almera, J. (1891). Mapa geológico-topográfico de la provincia de

Barcelona. Región I o de contornos de la capital, con la explicación somera de la mism

.APSA (2000-a). Evolución del contenido en cloruros de las aguas

subterráneas del Acuíf, 20 p. y anexos. APSA (2000-b). Evolución del contenido en cloruros del Acuífero Profundo

para los os.APSA (2000-c). Estudio comparativo de la evolución de los pozos de

abastecimiento municipal. Primera fase: Reconocimgeológico. Aigües del Prat S. A., 21p, anexos. CUASDRLL (1998). L'Aqüífer, una infrastructura natural. Comunaris d’Aigües del Delta del Ríu Llobregat. 15 p. Sant Boi de Llobtregat. CUASDRLL (2000). Estat de l’Aqüífer Profond del Delta del Ríu Llobregat

a l’alçada del Prat. ComuPrat de Llobtregat Custodio, E. (1981). Sea water encroachement in the Llobregat and Besós

areas, near Barcelona (Catalonia, Spain). Sea Water Intrusion Meeting, Uppsala. Intruded and Fósil Groundwater of Marine Origen.

ogiska Undersökning, Rapporter och Meddelanden 27: 949-976. Ferret, J. (1985). L'aprofitament de les aigües subterrànies del delta del

Llobregat, 1933-1983. Comunitat d'Usuaris d'Aigüiu Llobregat. 1-158 p. El Prat de Llobregat. Iribar, V. (1992). Evolución hidroquímica e isotópica de loLlobregat. Tesis Doctoral. Universitat de Barcelona, 125 p. Iribar, Carrera, J. y Custodio, E. (1993). Modelling seawaterlobregat delta deep aquifer. 12 th SWIM. 455-474. Barcelona. Iribar, V. y Custodio, E. (1993). Advancement of segat delta aquifer. 12 th SWIM. 35-50. Barcelona. Manzano, M. y Vivas, Gl. (1985). Situación de la intrusión marina en el

sector central del Delta del ríorránea, 27 p, 4 anexos. Manzano, M., Custodio, E. y Carrera, J. (1993). Fresh and salt water in the

Llobregat delta aquitard of th. 207-228. Barcelona.

Marqués, M. A. (1975). Las formacioneegat. Acta Geológica Hispánica (X): 21-28. Marqués, M. A. (1984). Les formacions quate

106

MOP (1966). Estudio de los recursos hidráulicos totales de las cuencas de los ríos Besós y Bajo Llobregat. Comisaria de Aguas del Pirineo Oriental y Servi

Pirineo Oriental. ConfederaciónHidro

l Pirineo Oriental y Servicio Geológico de Obra

iento de El Prat de Llobregat y Aigües del Prat S. A., 59 p y anexos. Barcelona.

cio Geológico de Obras Públicas. 4 vol. Barcelona. PHPO (1985). Modelo de simulación de los acuíferos del Bajo Llobregat.

Estudios para el Plan Hidrológico delgráfica del Pirineo Oriental. Barcelona. REPO (1971). Informe sobre la construcción y aplicación de un modelo

matemático de simulación del funcionamiento de los acuíferos del Delta del Llobregat. Comisaría de Aguas de

s Públicas. 173 p. Barcelona. UPC (2000). Discusión sobre la salinización del Acuífero Profundo del

Delta del Llobregat y posibles medidas correctoras. Ayuntam

107

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LA METODOLOGÍA HIDROGEOQUÍMICA EN EL ESTUDIO DE LA SALINIZACIÓN DE ACUÍFEROS EN ZONAS COSTERAS Y

SU APLICACIÓN A DIFERENTES CASOS DEL LITORAL LEVANTINO (ESPAÑA) Y TOSCANO (ITALIA)

E. Giménez

Universidad Católica de Avila

RESUMEN.- En los acuíferos costeros, la salinidad de las aguas se asocia normalmente a la intrusión de agua de mar: su ubicación litoral y los altos valores de salinidad en las aguas, hacen pensar de forma inmediata en este proceso. La aplicación de técnicas de estudio hidrogeoquímicas demuestra que, muchas veces, a este fenómeno de salinización se superponen otros que ocasionan la salinidad de los recursos hídricos y que no están relacionados con la penetración de la cuña salina. Estos fenómenos frecuentemente se asocian a reacciones de interacción agua-roca y/o aguas de alimentación salinas, como resultado de su propia interacción con los sedimentos que previamente atraviesan. Estudios realizados en el litoral castellonense y en algunas áreas costeras de la Toscana (Italia) así lo evidencian. El presente trabajo pone de manifiesto la importancia que la metodología hidroquímica tiene en estos casos y su valor en la diagnosis de los procesos que intervienen en el fenómeno que conocemos como salinización de las aguas en zonas litorales.

Palabras Clave: Salinización. Hidrogeoquímica. Metodología.

INTRODUCCIÓN

La salinización de acuíferos costeros, por intrusión de agua de mar, es posiblemente una de las principales causas del deterioro de la calidad de los recursos hídricos en las áreas costeras. La explotación intensiva de estos acuíferos suele provocar un desequilibrio dinámico, derivado de la disminución del flujo de agua dulce hacia el mar, que favorece el avance del agua salada hacia el interior. Así, zonas del acuífero anteriormente en equilibrio con agua dulce se encuentran, en un momento dado, en contacto con aguas salinas y, por tanto, en desequilibrio con el sistema. El carácter dinámico y cíclico del proceso provoca sucesivas reacciones químicas agua-roca, en la búsqueda de nuevos equilibrios.

Existen varios métodos de estudio y, entre ellos, el estudio hidroquímico destaca, al permitir acercarnos al conocimiento de las causas que provocan la salinización de las aguas. La aplicación de la hidroquímica en el análisis de los procesos que provocan la salinidad de las aguas precisa de una metodología

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multiparamétrica que, además de atender a aspectos hidroquímicos tradicionales o específicos, integre todos aquellos factores que directa o indirectamente incidan en la modificación de la composición química del agua.

En las áreas costeras, el problema se aborda normalmente suponiendo que la salinización de las aguas es consecuencia de los aportes iónicos desde el agua de mar intruyente y de las interacciones agua salina-roca, en la matriz del acuífero. Cualitativamente, los aportes iónicos por invasión de agua de mar, son siempre similares, sólo influenciados por la mayor o menor difusión de los iones. Cuantitativamente, si se considera el proceso aisladamente, el progresivo incremento de concentraciones de ciertos iones, puede considerarse como un claro índice del avance de la intrusión marina en el acuífero.

Además, en el proceso interviene de manera determinante la naturaleza del acuífero, que controla el tipo de reacciones que pueden derivarse de la interacción entre el cuerpo hídrico y la matriz del acuífero. El desequilibrio ocasionado por la modificación de la composición química del agua propicia la reactividad en el acuífero, modificando a veces drásticamente la concentración de ciertos iones, como consecuencia de fenómenos modificadores que intervienen para restablecer el equilibrio químico en el medio.

Paralelamente no se pueden descartar aportes continentales o la existencia de aguas salinas no marinas en el entorno, cuya salinidad derive de su previa participación en fenómenos de interacción agua-roca y que aporten su propio bagaje salino como aguas de alimentación. Si se superponen algunos o todos estos fenómenos, es evidente que el conjunto resulta considerablemente complejo.

La aplicación de los métodos hidroquímicos pretende como objetivo más inmediato, determinar los mecanismos causantes del incremento de la salinidad en las aguas, sentando con ello las bases sobre las que fundamentar futuras actuaciones e investigaciones. El conocimiento de la dinámica hidroquímica general del acuífero permitirá la aplicación de pautas de comportamiento adecuadas a la problemática real que acusa el sector.

Las áreas tratadas en el presente trabajo son planas litorales que acusan problemas evidentes en la calidad de sus recursos hídricos subterráneos. Esta situación se ha relacionado tradicionalmente con la intrusión de agua de mar, causada por la sobreexplotación de las aguas subterráneas y consecuencia, en muchos casos, de la intensa actividad agrícola que soportan.

Otra característica común es que estas áreas se corresponden con acuíferos permeables por porosidad intergranular, en relación con los sedimentos detríticos de edad cuaternaria que los constituyen. Estos materiales descansan sobre un substrato constituido por materiales que componen así mismo los afloramientos de borde de la llanura y la limitan hacia el interior.

Las consideraciones que se hacen de cada una de ellas han sido objeto de trabajos de investigación cuyo objetivo era reconocer las causas y origen de la salinización en las diferentes áreas (Giménez, 1994; Giménez et al. 1996; Giménez et al., 1999) y que ahora sirven como ejemplo para señalar la importancia de las herramientas hidroquímicas en el diagnóstico de los procesos que pueden haber intervenido en la salinización de los acuíferos.

CARACTERÍSTICAS GENERALES DE LAS ÁREAS DE ESTUDIO

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Plana de Castellón

La Plana de Castellón es una depresión tectónica constituida por conglomerados, arenas y arcillas que se disponen en modo irregular, formando lentejones de escasa continuidad lateral y que conforman un acuífero multi-capa (IGME, 1983).

Estos materiales detríticos pliocuaternarios, descansan sobre un substrato constituido por materiales del Mesozoico; los mismos que configuran los bordes interiores de la plana. Al norte y sur, los relieves de borde corresponden a materiales del Triásico, en facies germánica. En la zona central, dominan los materiales calcáreos del Jurásico-Cretácico, aunque también se identifican depósitos miocenos.

El único curso de agua superficial con carácter permanente es el río Mijares, cuyas aguas sirven para abastecer los regadíos de la zona central de la Plana.

Castellón

Benicasim

Chilches

MoncófarVall d'Uixó

6 km30

1

2

3

4

5

6

N

VillaviejaNules

sector central

sector Benicasim

sector Moncofar

Río Mijares

M A R

M E D I T E R R Á N E O

Sierra de Espadán

Cubeta de Ribesalbes-Onda

Desierto de Las Palmas

Figura 1.- Esquema geológico de la Plana de Castellón y su entorno (Diputación de Castellón-IGME, 1988; Morell et al., 1996). 1: Paleozoico; 2: Triásico; 3: Jurásico; 4: Cretácico; 5: Terciario; 6: Plio-Cuaternario.

La actividad agrícola es intensa: el cultivo de cítricos y, en menor medida, el de huerta constituyen una de las principales fuentes de riqueza de la zona. El suministro de agua para riego se basa en gran medida, en la explotación de los recursos subterráneos, lo cual ha producido a lo largo de las últimas décadas un serio problema en cuanto a la insuficiencia en cantidad y calidad de las aguas.

La sobreexplotación de este acuífero ha sido puesta manifiesto en varios estudios (ITGE, 1989-90; Diputación de Castellón-IGME, 1988), que así mismo

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ponían en evidencia los elevados índices de salinidad de las aguas en sectores como Moncófar (al sur) y Benicasim (al norte) y su relación con la intrusión de agua de mar. El carácter sulfatado cálcico-magnésico de las aguas en los sectores más afectados por la salinidad planteó la posibilidad de que existieran otras causas que motivaran este incremento de sales disueltas en las aguas subterráneas.

Pian di Rocca

Pian di Rocca es una pequeña llanura costera de la provincia de Grosseto (Toscana), con una superficie cercana a 9,5 km2, donde se identifica una notable actividad agrícola y turística.

En Pian di Rocca se identifican materiales detríticos cuaternarios que descansan sobre un substrato rocoso correspondiente al “Macigno” (areniscas del Oligoceno), y que constituyen sea el basamento de los depósitos cuaternarios como los bordes de la llanura (Figura 2).

22

1514

13

829

25 23 12

16

28 27

2 3

17

MAR TIRRENO

6

24

26

N

1

2

3

4

5

0 1 Km

1011

n

Figura 2.- Esquema geológico de Pian di Rocca. 1: “Macigno”; 2: Depósitos aluviales Antiguos del Pleistoceno medio; 3: Aluviones actuales y recientes; 4:Depósitos palustres; 5: Arenas de dunas costeras. n: punto de muestreo (Giménez et al., 1996)

Los sedimentos cuaternarios conforman un buen acuífero detrítico. Pranzini (1995) individualiza tres niveles: el acuífero principal, compuesto por estratos de gravas y arenas aluviales, sin matriz fina, que son sede de un acuífero libre o semiconfinado, donde se localizan la mayor parte de las captaciones de agua subterránea; un segundo nivel acuífero que forman las arenas de las dunas y que es explotado por pequeños pozos de escasa profundidad, y un tercer nivel de escasa importancia, las areniscas del substrato rocoso infrayacente, de escasa permeabilidad, permeables por fracturación.

En el conjunto, se puede considerar que los depósitos cuaternarios de la

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llanura, constituyen un acuífero único, aunque con notables variaciones de granulometría y permeabilidad (Pranzini, 1995).

En la zona más costera, el nivel piezométrico se localiza a menudo por debajo del nivel del mar, como consecuencia de los bombeos en los pozos.

En los últimos años esta pequeña llanura ha manifestado una salinización notable de las aguas subterráneas, que es tan evidente en la franja costera como en las áreas interiores. Tradicionalmente esta situación se había relacionado con el excesivo bombeo de agua subterránea, que favorecía la intrusión de agua de mar, si bien surgían interrogantes debido al dominio de la facies Ca-Cl en las áreas más interiores.

Llanuras costera de la Isla de Elba

La isla de Elba tiene una superficie de 223 km2, donde se identifica una gran variedad de formas. En correspondencia con los pequeños cursos de agua se identifican pequeñas llanuras costeras, donde los sedimentos recientes del cuaternario se depositan sobre un substrato de rocas de diferente naturaleza. Como en las otras llanuras descritas, el substrato rocoso coincide generalmente en naturaleza con los afloramientos de borde.

2,5 5 km0

M. Capanne

Marina diCampo

C. della Stella M. Calamita

Porto Azzurro

PortoferraioSchiopparello

Mola

Barbarossa

7

6

5

4

3

1

2

MAR TIRRENO

Figura 3.- Esquema geológico de la Isla de Elba (Toscana, Italia). 1: Complejo I; 2: Complejo II; 3: Complejo III; 4: Complejo IV; 5: Complejo V; 6: Granodioritas; 7:Depósitos cuaternarios.

En la Isla de Elba se identifica una gran variedad de rocas, que forman parte de la superposición de cinco complejos estructurales, separados por superficies tectónicas. Se identifican rocas sedimentarias, ígneas y metamórficas, aunque cabe destacar las granodioritas del Monte Capanne y los basaltos y gabros del complejo ofiolítico “Liguride” (Giardi et al., 1983).

La llanura costera de Marina di Campo, la mayor de las planas litorales de esta isla, tiene una superficie de 4 km2. En la costa septentrional se encuentran las planas de Portoferraio (3 km2) y de Schiopparello (2 km2). En la parte sur de

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la isla, en la zona oriental, se localizan las Planas de Mola (1,2 km2), y las más pequeñas de Porto Azzurro (0,5 km2) y Barbarossa (0,35 km2) (Figura 3).

Todas estas planas litorales están principalmente constituidas por sedimentos cuaternarios, donde se identifican niveles acuíferos constituidos por lentejones de arenas y depósitos aluviales irregularmente distribuidos. También las dunas costeras forman pequeños acuíferos.

Ocasionalmente, y en relación con la intensa explotación del manto acuífero en época de sequía, se ha detectado zonas donde el nivel piezométrico se sitúa por debajo del nivel del mar (Bencini et al., 1986). Tal hecho, junto con el deterioro de la calidad de las aguas hizo pensar en la intrusión marina, como causa del incremento de la salinidad de las aguas; dicha conclusión era más que probable dado que se trataba de una isla. Sin embargo, las características químicas denotaban anomalías al respecto: destacaba el hecho de que muchas aguas fueran clasificadas como no potables principalmente por su elevado contenido en magnesio.

METODOLOGÍA DE ANÁLISIS HIDROGEOQUÍMICO

La importancia del estudio hidroquímico radica en que son las leyes químicas las que, en gran parte, rigen las transformaciones derivadas de los procesos de salinización.

Es necesario señalar la conveniencia de que cualquier estudio de carácter hidroquímico deba integrarse dentro de estudios e interpretaciones geológicos e hidrogeológicos, que propicien un sólido soporte a la caracterización hidroquímica del proceso; por tanto, la metodología de un estudio hidroquímico debe acoger en su desarrollo aquellos métodos que permiten valorar e integrar las características básicas del entorno.

En cuanto a la metodología hidroquímica propiamente dicha, cabe decir, con carácter general, que el problema planteado condiciona las observaciones, muestreos y mediciones a realizar y también la forma de resolución más adecuada al problema planteado (Custodio, 1988). Lloyd and Heathcote (1985) establecen al respecto, que los parámetros requeridos en un estudio deben ser dictados por los objetivos del mismo.

Al mismo tiempo, debe tenerse en cuenta que rara vez una técnica desarrollada en un campo es directamente aplicable a otro. Cada situación debe ser considerada como única y por tanto la adaptación de las técnicas de estudio puede variar de un entorno a otro. Se requiere una buena comprensión de la técnica en sí misma, de su aplicación allí donde se ha desarrollado, y de los problemas hidrogeológicos que potencialmente podría resolver (Lloyd and Heathcote, 1985; Custodio, 1988).

Podemos considerar que la metodología básica de un estudio hidroquímico, engloba tres estadios esenciales:

a) Establecer los parámetros físico-químicos e iones disueltos en el agua, que deben determinarse, teniendo en cuenta que todos ellos varían en relación con los procesos físicos y químicos a los que se ve sometida el agua en el ciclo hidrológico (Fidelibus, 1991).

b) Necesidad de que las medidas de los parámetros, previamente reconocidos como básicos, sean precisas. Sin ello no es posible llegar a evaluaciones acertadas del problema y, lo que es peor, la información

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incorrecta puede llevar a conclusiones muy desviadas de la realidad. En este sentido, debe perseguirse que las técnicas de medición y de muestreo no sean independientes de la utilización posterior de los datos obtenidos (Custodio, 1988)

c) Finalmente, la aplicación de la técnica de análisis hidroquímico debe ser adecuada para la comprensión y resolución del problema planteado. Dicho análisis tiene como base el estudio de las especies iónicas, consideradas como trazadores de los diferentes procesos que han intervenido en la configuración general de la química de las aguas estudiadas. Fidelibus (1991) establece que el estudio de los trazadores ambientales permite obtener información sobre el recorrido del agua desde las áreas de alimentación a las de emergencia, caracterizando químicamente las aguas subterráneas y la litología de los acuíferos con los que entra en contacto, permitiendo, por consiguiente, reconstruir la historia evolutiva de las aguas durante el mismo. Todos los iones presentes en el agua y adquiridos por procesos naturales, puede desempeñar las funciones de trazador. Sin embargo, ningún trazador por sí solo puede describir de manera definitiva un sistema; sólo el conjunto de las informaciones, es decir, un estudio politrazador que permita una mutua verificación de los modelos alcanzados por cada uno de los trazadores, llevará a la definición correcta del sistema.

Conseguir satisfacer estos tres estadios supone asumir su importancia y establecer una línea de trabajo que lo haga posible. No es objeto de este trabajo indicar cuáles deben ser los pasos que deben seguirse en la aplicación de la técnica de análisis hidroquímico, pues está claro que cada problema requiere una metodología que puede definirse como única, del mismo modo que existen tantos análisis hidroquímicos como experiencias haya sobre el tema.

Los casos que seguidamente se analizan pueden servir de ejemplo de un análisis hidrogeoquímico que, en esencia, se basa en el comportamiento iónico, las relaciones inter-iónicas, las implicaciones iónicas en los procesos que se supone han intervenido, etc.

La definición de la facies hidroquímica, la aplicación de diagramas hidroquímicos específicos, las relaciones iónicas, el cálculo de parámetros como los “� iónicos” y los mapas de distribución son las herramientas que se han empleado para diagnosticar el origen de la salinidad de las aguas subterráneas en cada una de las áreas estudiadas.

Facies Hidroquímica

Para conocer las características fundamentales de las aguas es de gran utilidad proceder a su clasificación sobre la base de su composición química fundamental. De algún modo la facies hidroquímica satisface la necesidad de representar sintéticamente la composición química de las aguas y permite, además determinar agrupaciones de aguas.

La elección del catión/anión tipo depende de cada situación, así como del grado de precisión que requiera el análisis hidroquímico en cada caso.

En la Plana de Castellón las aguas se identificaron como pertenecientes a facies clorurada-sulfatada cálcico-magnésica, pero atendiendo a su distribución en el diagrama de Piper (Figura 4) era posible diferenciar más claramente tres

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agrupaciones: las aguas del sector norte de la Plana (Benicasim) respondían principalmente a un tipo clorurado sódico, mientras que las de la zona centro pertenecían generalmente a facies sulfatado-bicarbonatado cálcico-magnésico.Finalmente, las muestras del sector más meridional (Moncófar) se clasificaron como de tipo clorurado-sulfatado cálcico-magnésico.

mar

.

.maragua dulce.

.mar.

agua dulce

Benicasim

Zona centro

Moncófar

.agua dulce

Figura 4.- Representación de las muestras de la Plana de Castellón en el diagrama de Piper (Giménez, 1994)

En el caso de Pian di Rocca, el rasgo aniónico fundamental (bicarbonatado, clorurado, sulfatado) se seleccionó en función de aquel anión que superase el 50%; mientras que se reservó el tipo –Mix para aquellas aguas que no tuvieran un carácter aniónico específico, acompañado de una letra que indicase cuál de ellos era el predominante (B, C, S). Para el rasgo catiónico se determinó clasificarlas en función del predominio de los cationes alcalinos (Na++K+) o alcalino-térreos (Ca2+-2+). El primer tipo, fue designado como sódico (dada la abundancia de Na+ sobre K+); en el segundo tipo se designaron como cálcicas aquéllas en las que dominara el calcio y como magnésicas, las que presentaran mayor porcentaje de magnesio que de calcio.

Según esta clasificación, las aguas de Pian di Rocca resultaron pertenecer a las siguientes facies:

Na-Cl - Ca-Cl - Mg-Cl - Ca-MixC - Ca-MixB - Ca-HCO3con predominio de la facies Ca-Cl.

En las planas litorales de la Isla de Elba, se reconocieron seis tipos de aguas:

Mg-Cl – Mg-HCO3 – Na-Cl – Na-HCO3 – Ca-Cl – Ca-HCO3con predominio de las facies Mg-HCO3, Na-HCO3, Ca-HCO3 y Ca-Cl. En la figura 6 puede observarse en esta clasificación de las aguas de forma gráfica. Para ello ha sido utilizado el diagrama de Durov extendido y modificado (Giménez et al., 1999).

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Cl

SO4 HCO3

Na+K

Ca

Mg Mg-SO4

Na-SO4

Ca-SO4

Mg-Cl Mg-HCO3

Na-Cl

Na-HCO3

Ca-Cl

Ca-HCO3

AMAM

AM

Figura 5.- Aplicación del Diagrama extendido y modificado de Durov para la clasificación de las aguas recogidas en las planas costeras de la Isla de Elba. (Giménez et al., 1999)

Relaciones Iónicas / Deltas Iónicos

El cálculo de relaciones iónicas permite un acercamiento inicial a la interpretación de los datos hidroquímicos. Constituyen una de las herramientas más útiles y sencillas, en el reconocimiento de las anomalías respecto al esquema planteado y, con ello, los procesos que pueden haber intervenido en la génesis de las aguas estudiadas.

Su utilización permite comparar la relación iónica que presentan las muestras estudiadas, con la relación iónica que caracteriza un determinado proceso de mezcla (en este caso, la mezcla agua dulce-agua de mar).

En los estudios que abordan el proceso de intrusión marina, el cloruro se selecciona como trazador del proceso y, su relación con los demás iones, define la mezcla conservativa entre los miembros finales de la mezcla (el agua dulce y el agua de mar).

Si estos valores se representan gráficamente, mediante gráficos de dilución X-Y, las desviaciones de las aguas respecto a la línea que representa la mezcla conservativa pueden interpretarse como debidas al control de determinados procesos químicos (Lloyd and Heathcote, 1985; Pascual and Custodio, 1990).

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Benicasim

MoncófarSector Central

Cl (meq/l)-

Benicasim

MoncófarSector Central

Cl (meq/l)-

++

a) b)

Benicasim

MoncófarSector Central

Cl (meq/l)-

++

Benicasim

MoncófarSector Central

Cl (meq/l)-

+

c) d)

Figura 6.- Relación entre los contenidos en SO42-, Ca2+, Mg2+ y Na+, con las

concentraciones de ion Cl- (a, b, c y d). Mezcla A.D.-A.M. Línea hipotética de mezcla entre el agua dulce y el agua de mar.

El cálculo de � iónicos cuantifica las diferencias entre las concentraciones teóricas y reales y, con ello, valoran la intervención de estos procesos de orden secundario o la intervención de flujos salinos diferentes al considerado inicialmente en la mezcla. Su cálculo se basa en la premisa de suponer al ion cloruro como indicador absoluto de la intrusión marina. Sobre la base de su concentración en el agua de mar y en el agua dulce seleccionada como representativa del miembro no salino, se calculan las concentraciones teóricas para cada uno de los iones mayoritarios. La diferencia entre los valores teóricos y los reales, constituyen los denominados � iónicos. Los valores negativos y positivos de los � iónicos indican pérdidas y enriquecimientos respectivos de los iones, respecto a la mezcla conservativa.

En la Plana de Castellón, la aplicación de los diagramas de dilución X-Y y el cálculo de los � iónicos fue de gran ayuda para identificar las anomalías químicas que luego fueron analizadas (Fidelibus et al., 1992).

Las muestras tenían elevadas concentraciones de sulfato, calcio y magnesio, superiores a las que podrían ser aportadas por el agua de mar (Figura 6a,b,c); mientras que las concentraciones en sodio eran, en general, inferiores a los que determinaba su concentración de cloruros (Figura 6d).

Estas anomalías se cuantificaron mediante el cálculo de los � iónicos. Los altos valores de �SO4

2-, �Ca2+ y �Mg2+ plantearon un origen común y no marino de estos iones, relacionado presuntamente con la intervención de aguas altamente salinas y con esta composición química. Además, la intervención de procesos secundarios de intercambio catiónico podían explicar

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parte de los excesos de calcio y magnesio paralelamente a las bajas concentraciones de sodio.

En Pian di Rocca los valores negativos de �Na+ pusieron en evidencia que gran parte de las aguas estudiadas tenían concentraciones en sodio inferiores a los que se podría esperar de la concentración de cloruros, si se tratase de una dilución de agua de mar. Al mismo tiempo, los valores de �Ca2+

y �Mg2+ eran positivos, indicando que estas aguas estaban enriquecidas en estos iones. Estas consideraciones evidenciaron la importancia de los elementos alcalino-térreos, frente a los alcalinos, lo cual estaba en concordancia con la facies predominante Ca-Cl (caracterizada además por altos porcentajes de magnesio).

La alineación de las muestras en torno a dos líneas de dilución diferentes (A y B), al comparar las concentraciones de Na+ y Cl- (Figura 7) planteó la hipótesis de la existencia de dos tipos de salinización en este acuífero: la intrusión de agua de mar y la de un agua salina de tipo Ca-Cl.

Na meq/l

00

10

20

30

AD

20 40 60 80

ACAM

(14)

(1) (2)

Cl meq/l

(A)

(B)

Figura 7.- Relación entre las concentraciones de Na+ y Cl- en las muestras de Pian di Rocca (Giménez et al., 1996 - modificado).

El análisis hidroquímico de las aguas recogidas en las llanuras costeras de la Isla de Elba demostró anomalías en cuanto los valores de la relación rMg2+/rCl-, tal como puede verse en la Figura 8.

linea de mezcla AM-AD

muestras muestras con rMg/rCl > 0,19

1 10 100 1000

1

10

100

Mg (meq/l)

Cl (meq/l)

(I)(II)

AD

AM

d)

Figura 8.- Relación entre las concentraciones de Mg2+ y Cl- (Giménez et al., 1999).

Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 109-125, 2002, Almería

120

Este gráfico permitió identificar dos agrupaciones de aguas: muestras con valores de la relación rMg2+/rCl

-similares a los que representan el agua de mar

(I) y muestras donde los valores de este parámetro de eran sensiblemente superiores (II – rMg2+/rCl- > 0,19).

Las aguas alineadas en torno a la línea I se correspondían con las facies Na-HCO3 y Ca(Na)-HCO3. Las muestras con relación iónica rMg2+/rCl- superioral valor en el agua de mar pertenecían a las facies Mg-HCO3 e Ca(Mg)-HCO3.

Mapas de Distribución

Junto a los diagramas de correlación iónica, merece la pena señalar la importancia de los Mapas de Distribución de los diferentes parámetros hidroquímicos (relaciones iónicas, deltas iónicos, concentraciones, etc.) que, entre otras cosas, permiten reconocer áreas con comportamiento hidroquímico distinto. Muchas veces apoyan y dan sentido a las consideraciones hechas en base a los diagramas de correlación y permiten reconocer zonaciones dentro de las áreas de estudio, asociándolas con las agrupaciones de aguas identificadas.

En la Plana de Castellón ayudaron a definir los diferentes sectores señalados; en Pian di Rocca, que las aguas más salinas, de facies Ca-Cl, se localizaban en las áreas más interiores; en las llanuras de la Isla de Elba, la relación entre las agrupaciones de aguas y el entorno geológico.

ANÁLISIS DE RESULTADOS Y DISCUSIÓN

En la Plana de Castellón los comportamientos iónicos observados determinaron considerar la existencia de aguas de alimentación sulfatadas cálcico-magnésicas, con gran influencia sobre el carácter químico de las aguas del acuífero pliocuaternario. Tal consideración cobró sentido al comprobar que el efecto de este agua era más notable en aquellos sectores cuyo substrato y afloramientos de borde correspondían a materiales triásicos en facies germánica. Su influencia podía además estar favorecida por el hecho de que en estas áreas el espesor del acuífero pliocuaternario fuese sensiblemente menor que en las zonas centrales, lo cual establecía una relación más inmediata entre los materiales detríticos de la plana y los materiales que constituyen su substrato y borde hacia el interior. Todo ello establecía diferencias básicas entre las áreas marginales del acuífero (Benicasim y Moncófar) y el sector central. En éste la alimentación procede en gran parte de los acuíferos cretácicos y jurásicos y los espesores de la formación pliocuaternaria son mucho más significativos.

Se invocó como hipótesis la superposición de diversos fenómenos: la mezcla entre el agua dulce del acuífero pliocuaternario con el agua de mar, como consecuencia de la intrusión de la cuña salina en la franja más costera, la intervención de procesos de intercambio inverso, que favorecían el carácter cálcico de las aguas en detrimento del contenido en sodio y la influencia de la alimentación sulfatado cálcico-magnésica, rica asimismo en litio y estroncio, de las aguas que procedían de los acuíferos triásicos del entorno. Las aguas

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subterráneas procedentes de los niveles acuíferos triásicos podrían representar el miembro sulfatado cálcico-magnésico que interviene en la mezcla.

El estudio hidroquímico permitió plantear la intervención de un proceso de mezcla ternario: agua dulce - agua de mar - agua sulfatada, al cual se superpondría la intervención de reacciones de intercambio de bases entre la fracción arcillosa del medio y las aguas salinas, y que completarían en el complejo esquema de salinización.

En Pian di Rocca, la distribución zonal de la salinidad de las aguas y las facies hidroquímicas permitió identificar dos áreas, ambas con altos niveles de salinidad: la franja costera, donde prevalecía la facies Na-Cl (Ca-Cl) y las zonas internas del valle, con facies del tipo Ca-Cl (Mg-Cl) (Figura 10).

10002000

3000

1000

40002000

N

0 1 Km

5000

MAR TIRRENO

Na-Cl (Ca-Cl)

Ca-Cl (Mg-Cl)

Figura 9.- Distribución de valores de Conductividad (�S/cm) y facies característica en Pian di Rocca (Giménez et al., 1996 - modificado).

La salinidad en las áreas cercanas al mar se relacionó con la intrusión marina y procesos secundarios asociados (intercambio iónico inverso con la fracción arcillosa del medio sólido). En el interior, la salinización podía estar relacionada con la intervención de aguas salinas de tipo Ca-Cl, que habían adquirido su carácter químico gracias a la intervención de procesos de envejecimiento en el seno de los materiales que constituyen el “Macigno” (Pranzini, 1995). La presencia de niveles arcillosos en esta formación hizo pensar en la posibilidad de que se hubiesen desarrollado procesos de intercambio iónico inverso que provocarían la génesis de aguas con facies de tipo Ca-Cl y Mg-Cl (Downing and Howitt, 1969; Bredehoeft et al., 1963).

Este agua salina de tipo Ca-Cl actualmente intervendría como miembro salino en el proceso de salinización del acuífero de Pian di Rocca, junto a la intrusión de mar actual y los subsecuentes procesos de intercambio iónico a ella asociados.

La figura 11 recoge la relación cuantitativa entre los valores de �Ca2++�Mg2+ y �Na++�K+, en las aguas de facies Ca-Cl del interior de Pian di Rocca.

Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 109-125, 2002, Almería

122

50

25

0

-25

-50Cl creciente

Ca + Mg� � Na + K� �

Figura 10.- Relación entre los valores positivos de �Ca2++�Mg2+ y los negativos de �Na++�K+, en las aguas recogidas en el interior de Pian di Rocca. (Giménez et al., 1996)

Los dos tipos de aguas se diferenciaron por las relaciones iónicas rNa+/rCl-, rNa+/rCa2+ y rNa+/rMg2+. Mientras que las aguas recogidas en la franja costera ofrecían valores de estas relaciones similares al agua de mar, las muestras del interior mostraban valores inferiores.

Todas estas consideraciones determinaron plantear la participación de dos aguas salinas en la salinización de Pian di Rocca: el agua de mar y un agua de facies Ca-Cl. La mezcla con el agua dulce Ca-HCO3 determinaría dos líneas de mezcla independientes, pero frecuentemente superpuestas en un tipo de mezcla ternario.

En las llanuras de la Isla de Elba era difícil justificar el predominio del carácter bicarbonatado de las aguas, frente al clorurado, teniendo en cuenta además que no existen, en el entorno, acuíferos carbonatados. Cabe recordar que la disolución de silicatos, favorecido por la presencia de CO3

- (Mazor, 1991), puede dar lugar a aguas cuyo anión principal sea el ión bicarbonato. Otro efecto que acompaña la alteración de los silicatos en la química de las aguas es el incremento de la concentración de cationes y de sílice; de modo que el incremento de la concentración de cationes y de HCO3

- y la presencia de aguas de tipo Na-HCO3 o Ca-HCO3, en acuíferos no carbonatados, pueden ser indicativos de este tipo de reacciones (Lloyd & Heathcote, 1985).

El estudio sobre la relación entre los tipos de facies hidroquímica y su distribución en las áreas de estudio, demostró una estrecha vinculación entre la química de las aguas y el entorno geológico. Las aguas bicarbonatadas sódico-cálcicas (con un valor de la relación rMg2+/rCl- similar al agua de mar); se localizaban en las inmediaciones de los afloramientos de granodioritas y pórfidos graníticos, de modo que la composición química de estas agua podía relacionarse con la alteración de minerales tipo plagioclasa.

Las aguas bicarbonatadas cálcico-magnésicas (aguas con valores de la relación rMg2+/rCl- superiores al valor correspondiente al agua de mar), se correspondían con los afloramientos del complejo ofiolítico “Liguride“ (serpentinas, gabros y basaltos) y con la alteración de minerales tipo piroxeno o anfíbol.

La relación entre las concentraciones de bicarbonato y la suma de Ca2++Na+ (Grupo I) o Ca2++Mg2+ (Grupo II) en las figuras 12a y 12b podrían apoyar esta hipótesis.

Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 109-125, 2002, Almería

123

Ca+Mg (meq/l)

0 5 10 15 20 25 300

5

10

15

20

25

30

HCO3 (meq/l)

Grupo II

Ca+Na (meq/l)

HCO3 (meq/l)

Grupo I (Cl <10 meq/l)

0 10 20 300

10

20

30

40

a) b)

Figura 12.- a) Relación entre las concentraciones de HCO3 y la suma (Ca2++Na+)para las aguas del grupo I. b) Relación entre las concentraciones de HCO3 y la suma de (Ca2++Mg2+) para las aguas del grupo II. (Giménez et al., 1999)

Por lo que respecta a las aguas cloruradas, el carácter químico que otorga la mezcla con agua de mar enmascara eventualmente su pertenencia a uno u otro grupo; no obstante el quimismo de estas aguas se relacionó principalmente con la intervención de la mezcla agua de mar-agua dulce en la franja más costera de los acuíferos y con la intervención de procesos de intercambio iónico inverso.

CONCLUSIONES

La aplicación de herramientas hidroquímicas en el estudio de la salinización de acuíferos costeros permite acercarnos al conocimiento de los diferentes procesos que han podido actuar en el acuífero y que han determinado la salinización de sus aguas subterráneas.

Muchas veces esta salinización no está vinculada únicamente a la intrusión de agua de mar y los procesos secundarios a ella asociados, sino que obedece a procesos de mezcla con otras aguas salinas, que frecuentemente se superponen sus efectos a la salinización que provoca la intrusión de agua de mar. Ejemplo de ello pueden ser los casos descritos en la Plana de Castellón, Pian di Rocca y las planas costeras de la Isla de Elba.

La hipótesis que se plantea para explicar la salinización en la Plana de Castellón es que ésta obedece a la intervención de flujos de alta salinidad (agua de mar y aguas de tipo sulfatado cálcico-magnésico) que se superponen en un tipo de mezcla ternario. Los procesos de intercambio iónico inverso añaden complejidad al conjunto. Los diferentes sectores de la Plana acusarían procesos de salinización diferentes, relacionados con las características intrínsecas de los diferentes ambientes hirogeoquímicos involucrados.

En base a la metodología hidroquímica aplicada, la pequeña llanura costera de Pian di Rocca parece ser que sufre de un tipo de salinización que se podría relacionar tanto con la intrusión de agua marina como con la alimentación lateral de aguas altamente salinas, de facies Ca-Cl, en las áreas internas. Puede plantearse la hipótesis de que este agua Ca-Cl deriva de un agua de mar que ha sufrido el efecto de la interacción con los sedimentos que

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la contienen y que ha favorecido reacciones de intercambio iónico inverso, modificando sustancialmente la concentración de sus cationes mayoritarios. Mientras el agua de mar interviene en la salinización de la franja más costera, el agua Ca-Cl ejerce una notable influencia sobre el carácter químico de las aguas en las zonas más internas de esta llanura.

La Isla de Elba sufre en sus llanuras aluviales costeras procesos de salinización que parecen estar estrechamente vinculados con las aguas de alimentación y con el tipo de materiales que éstas han atravesado (granodioritas y pórfidos graníticos, por una parte, y basaltos, serpentinas y gabros, por otra). Los valores de la relación r Mg2+/rCl- han permitido diferenciar dos agrupaciones de aguas y relacionarlas con su entorno geológico. La intrusión de agua de mar se identifica en la franja más costera de las planas. Cuando este proceso de salinización se superpone a la salinización natural que provocan las aguas de alimentación, el carácter clorurado predomina sobre el que determinan las aguas de alimentación.

BIBLIOGRAFIA

Bencini, A.; Pranzini, G.; Giardi, M.; Tacconi, B.M. (1986). Le risorse idriche dell'Isola d'Elba. Dipartimento di Scienze della Terra. Università di Firenze. Provincia di Livorno. Tachi (Ed.). Pisa. 91 pp.

Bredehoeft, J.D.; Blythe, C.R., White, W.A.; Maxey, G.B. (1963). Possible mechanism for concentration of brines in subsurface formations. Bull. Am. Assoc. Petrol. Geol., 47: 257-269

Custodio (1988). Consideraciones generales sobre instrumentación y técnicas de medición y muestreo de aguas subterráneas. In: Candela, L.; Gurgui, A. (Eds.). Aguas subterráneas. Instrumentación, medida y toma de muestras. Prensa XXI, S.A. pp.: 5-20.

Diputación de Castellón-IGME, 1988. Atlas Hidrogeológico de la provincia de Castellón. Diputación de Castellón.Castellón (Spain).

Downing, R.A.; Howitt, F. (1969). Saline groundwaters in the Carboniferous rocks of the English East Midlands in relation to geology. Q.J.Eng. Geol., 1: 241-269

Fidelibus, M.D. (1991) Trazadores geoquímicos ambientales. I Curso de Contaminación de Aguas Subterráneas. Universidad Jaume I. Inédito.

Fidelibus, M.D.; Giménez, E.; Morell, I.; Tulipano, L. (1992). Salinization processes in the Castellon plain aquifer. In: Custodio, E.; Galofré, A. (Eds.).Study and Modelling of Salt Water Intrusion into Aquifers. Proc. 12th Saltwater Intrusion Meeting. Barcelona, 1992. pp.: 267-283.

Giardi, M.; Pranzini, G.; Serretti, L. (1983). Salt water intrusion in the coastal palins of Versilia and Elba Island (Tuscany). Geol. Appl. e Idrogeol.,XVIII (2): 335-351.

Giménez, E., 1994. Caracterización hidrogeoquímica de los procesos de salinización del acuífero detrítico costero de la Plana de Castellon. Tesis Doctoral. Universidad de Granada, p. 390. Inédito

Giménez, E. Bencini, A. Pranzini, G. (1996). Indagine idrogeochimica sullasalinizzazione della falda di Pian di Rocca (GR). Miner. Petrogr. Acta, Vol. XXXIX: 25-37.

Giménez Forcada, E. Bencini, A. Pranzini, G. (1999). Studio preliminare

Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 109-125, 2002, Almería

125

sulla chimica delle acque di falda in alcune pianure costiere dell'isola d'Elba. Quaderni di Geologia Applicata, 6-1: 43-59.

IGME (1983). Mapa hidrogeológico de España. Hoja 48. Vinaroz. Escala 1:200.000. Serv. Publ. Mº Industria y Energía.

ITGE (1989-90). Planas de Castellón y Sagunto. Serie Manuales de Utilización de acuíferos. Dirección de Aguas Subterráneas. Instituto Tecnológico y Geominero de España.

Lloyd, J.W. and Heathcote, J.A. (1985). Natural inorganic hydrochemistry in relation to groundwater. An introduction. Ed.: Clarendon Press. 296 pp. Oxford.

Mazor, E. (1991). Applied chemical and isotopic groundwater hydrology. Ed.: Open University Press. 274 pp.

Morell, I. Giménez, E. Esteller, M.V. (1996). Application of the Principal Components Analysis to the study of salinization on the Castellon Plain (Spain).The Science of the Total Environment. Vol. 177: 161-171.

Pascual, M. and Custodio, E. (1990). Geochemical observations in a continuously seawater intruded area: Garraf, Catalonia (Spain). In: Kozerski, B.; Sadurski, A. (Eds.). Proc. of the 11th Salt Water Intrusion Meeting. Gdansk, 1990.

Pranzini, G. (1995). Studio della salinizzazione delle acque di sottosuolo dell’area costiera fra Castiglione della Pescaia e Orbetello. Relazione conclusiva. Regione Toscana, Dipartimento di Agricoltura e Foreste - Dipartimento di Scienze della Terra, Università di Firenze.

Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 127-138, 2002, Almería

NUEVOS DATOS SOBRE EL CONTROL DE CLORUROS EN EL SECTOR CENTRAL DEL ACUÍFERO PROFUNDO

DEL DELTA DEL RÍO LLOBREGAT (BARCELONA)

F. J. Alcalá-García 1,J. Miró 2 y A. García-Ruz 2

1 Dpto de Hidrogeología y Química Analítica. Universidad de Almería. 04120 (Almería)

2 Aigües del Prat S. A., El Prat de Llobregat (Barcelona)

RESUMEN.- Se ha observado en los últimos años un aumento de la salinidad de las aguas subterráneas que abastecen a El Prat de Llobregat. En un estudio sobre la evolución de la concentración de cloruros, en función del tiempo para cada pozo, se ha obtenido una tendencia al incremento lineal de concentraciones. Posteriormente, ordenados los pozos de mayor a menor concentración y para un mismo periodo de muestreo, se ha obtenido una tendencia evolutiva potencial de la concentración de cloruros -función elevada a una potencia negativa- con un incremento de cloruros desde zonas próximas a la costa hasta zonas interiores del acuífero. Esta tendencia de desplazamiento potencial general engloba todas las tendencias lineales parciales de cada pozo respetando su distancia al foco de intrusión. Se desprende que a grandes concentraciones de cloruros, un bombeo excesivo provocaría un aumento potencial de estas concentraciones, frente a zonas límite de avance de cloruros en el acuífero donde este fenómeno se atenúa. Estas zonas, donde se mezclan aguas dulces con aguas cloruradas, presentan un mayor potencial hidráulico y una estructura geológica propicia para la explotación, permitiendo establecer el límite físico de explotación por concentración de cloruros admisible.

Palabras clave: intrusión marina, acuífero detrítico costero, cloruros, abastecimiento urbano.

INTRODUCCIÓN Y OBJETIVOS

En un intento de explicar el mecanismo que provoca el aumento progresivo desde hace varias décadas (Custodio, 1981), de los contenidos en cloruros en las aguas de los pozos de abastecimiento y ante la necesidad de seguir captando agua con cierta calidad se ha realizado un estudio estadístico que permita mostrar el control que el acuífero ejerce sobre la distribución de cloruros. Para dicho estudio ha sido necesario el reconocimiento geológico e hidrogeológico detallado a la hora de dar soporte a estas apreciaciones.

Como objetivo principal de partida se destaca la necesidad de obtener los parámetros suficientes que identifiquen el fenómeno de desigual salinización y posterior abandono de algunos pozos de abastecimiento. Se ha pretendido

127

estudiar además la existencia de alguna relación que controle la evolución temporal y espacial de cloruros, a fin de poder predecir actuaciones sobre prospección de agua subterránea y poder mejorar, con criterio lógico, la ubicación de los pozos para obtener una mejor calidad de las aguas subterráneas. La situación actual de algunos pozos de abastecimiento, gestionados por Aigües del Prat S. A., es la de abandono por presentar concentraciones de cloruros cercanas a los 2000 mg/l. Otros se sitúan en la interfase entre aguas dulces y salobres de procedencia marina (CUASDRLL, 2000). A partir de un estudio geológico detallado tridimensional se ha podido acotar espesores reales de acuífero efectivo y posteriormente correlacionarlos con los valores de transmisividad y coeficiente de almacenamiento obtenidos de los ensayos de bombeo.

LOCALIZACIÓN Y CARACTERÍSTICAS DE LOS POZOS DE ABASTECIMIENTO

Se ha seleccionado el área correspondiente a la extensión territorial que ocupan los pozos de abastecimiento municipal en un plano general de la zona NE del Delta del río Llobregat. Esta área, de superficie 3 km2 (Figura 1b) está delimitada por las coordenadas UTM: (X: 422.500 y 424.500) e (y: 4574.500 y 4576.000)y. Se ha representado cada pozo mediante sus coordenadas (Figura 1b) dentro del área seleccionada en la Figura 1a.

Figura 1.- a: Localización geográfica del área estudiada. b: Localización geográfica de los pozos de abastecimiento.

Pozos de abastecimiento municipal de El Prat de Llobregat

014

Mar Mediterráneo

3000 750

0001500m b

El Prat de

Aeropuerto

Llobregat

LlobregatCornellá de

Barcelona

Puerto

estudiadaZona

Río Llobregat

Zona Franca

N

013

100

011

0 500m250

010

012

008

004005

009

007

003 002

N

a

Se han analizado muestras de los pozos municipales 003, 007, 008, 009, 011, 012, 013 y 014. Los datos analíticos de cloruros, y la fecha de muestreo se recogen en la Tabla 1. Aun disponiendo de datos químicos cada 15 días, sólo se han representado los contenidos en isocloruros de un único valor por mes, al ser muy constantes las concentraciones durante este periodo. Se han discriminado

128

las concentraciones de cloruros en mg/l en intervalos de 0-500, 500-1000, 1000-1500, 1500-2000 y >2000mg/l (APSA, 2000a), representando los contenidos en cloruros desde enero de 2000 a mayo de 2000 (Figura 2).

POZO UTM X UTM Y CONCENTRACIONES DE CLORUROS (en mg/l.) Y FECHA DE MUESTREO03/11/99 22/11/99 07/12/99 20/12/99 10/01/00 31/01/00 07/02/00 01/03/00 27/03/00 03/04/00 17/04/00 08/05/00

3 424.27 4575.095 1229 1193.2 1171.1 1245 1242.4 1213.5 1181.2 1175.9 1167.7 11607 423.95 4575.945 2195 2247.5 2506.6 2487.3 2325.6 2436.7 2325.4 2073.48 423.45 4574.875 990 1008.9 1020.4 1041.9 1060.19 423.705 4575.3 2026.9

11 423.38 4574.54 495.4 493.5 495.8 495.9 496.5 494 498 496.6 497.7 501.6 503.1 512.312 423.337 4574.715 744.2 744.6 745.1 744.5 748.4 750.7 804.5 782.6 781 786.7 883.5 818.113 422.956 4575.275 510.7 516.7 505.8 518.6 518 512.7 516.1 508.3 505.3 506 509.9 508.914 422.508 4574.572 477.4 478.1 479 479.2 478.1 478.7 483 486.6 486.2 487.1 489.4 488.1

Tabla 1.- Concentraciones de cloruros, fecha de muestreo y localización geográfica de cada pozo de abastecimiento.

0

500

1000

1500

2000

Concentracionesde Cloruros en mg/l.

003

014

007

008

009

010

011

012

013

Enero-2000

003

014

007

008

009

010

011

012

013

Feb.-2000

003

014

007

008

009

010

011

012

013

Marzo-2000

003

014

007

008

009

010

011

012

013

Abril-2000

003

014

007

008

009

010

011

012

013 0 100 250 500m

Mayo-2000

Figura 2.- Mapas de evolución del contenido en cloruros de los pozos de abastecimiento desde enero de 2000 hasta mayo de 2000.

129

Las variaciones producidas en el nivel piezométrico en cada pozo (007, 008, 009, 011, 012, 013 y 014) para el periodo de Enero de 2000 a Mayo de 2000 se han recogido en la Tabla 2. Se puede observar que la evolución general es la de un descenso desde Enero hasta Abril y un aumento hacia Mayo en los pozos situados al SW.

POZO UTM X UTM Y PIEZOMETRÍAENERO FEBRERO MARZO ABRIL MAYO

7 423.95 4575.945 -8.44 -9.04 -9.14 -8.54 -8.148 423.45 4574.875 -9.79 -8.64 -8.74 -8.09 -8.449 423.705 4575.3 -8.45 -8.65 -8.75 -8.2 -8.65

11 423.38 4574.54 -8.07 -8.37 -8.37 -8.37 -8.1712 423.337 4574.715 -8.16 -8.46 -7.96 -8.2 -7.9513 422.956 4575.275 -7.72 -8.12 -8.02 -7.68 -7.6814 422.508 4574.572 -7 -7.7 -7.6 -7.94 -7.04

Tabla 2.- Piezometría de los pozos de abastecimiento desde Enero de 2000 a Mayo de 2000.

CÓDIGO EXPLICA UTM (X) UTM (Y) COTA (Z) PROF. (m)

1 Pou nº 1 414295 4576785 8,3 51,083 Pou nº 3 424270 4575095 4,6 51,54 Pou nº 4 423805 4574610 5,6 51,55 Pou nº 5 423735 4574620 5,8 51,56 Pou nº 6 425005 4575935 4,4 507 Pou nº 7 423950 4575945 5 558 Pou nº 8 423450 4574875 5,7 529 Pou nº 9 423705 4575300 4,7 52

10 Pou nº 10 423560 4575035 5,8 5211 Pou nº 11 423380 4574540 5,8 5312 Pou nº 12 423337 4574715 5,3 5213 Pou nº 13 422956 4575275 6 5314 Pou nº 14 422508 4574572 7,3 51

Tabla 3.- Descripción geográfica, cotas y profundidad de los pozos de abastecimiento.

Esta evolución se relaciona con el régimen pluviométrico y el caudal de recarga natural del acuífero para esta época del año, según datos estadísticos de la Junta d’Aigües de la Generalitat de Catalunya y REPO (1971). Se destaca la bajada importante en el pozo 008, debida a bombeos de ensayos hasta agotamiento y de recuperación realizados durante estos meses. Otro descenso importante se produce en el pozo 007, pozo sin actividad y que se relaciona con bombeos externos a los producidos en el cuadrante estudiado que hacen aumentar la concentración salina provocando el descenso.

130

ESTUDIO GEOLÓGICO Y MODELIZACIÓN GEOLÓGICA

Se han reconocido las columnas de sondeos de los pozos de abastecimiento (pozos 001, 003, 004, 005, 006, 007, 008, 009, 010, 011, 012, 013 y 014) y se han correlacionado estratigráficamente y realizado un análisis paleogeográfico (Marques, 1984; APSA, 2000b). Las características de los sondeos aparecen en la Tabla 3.

Relleno Superior Reciente

Acuitardo (Cuña de Limos)

Acuífero Profundo

Acuífero Superior

Plioceno Impermeable

Arcilla gris compacta

Lodos limosos y arcillosos grises

Gravas y arenas gruesas

Arenas medias y gruesas

Margas y arcillas azuladas

Arenas finas arcillosas

Gravas finas y arenas gruesas

Arcillas marrones y grises

Arenas finas

LEYENDA:

Tierras de Relleno

200

100

Escala en metros.

0

5

10

100

300200

20 300

Figura 3.- Modelización geológica tridimensional del acuífero deltáico del río Llobregat bajo la localidad de El Prat de Llobregat.

Ubicados los sondeos (Figura 3), se han realizado perfiles geológicos para poder obtener las características geométricas y estratigráficas existentes entre las distintas capas. Se ha hecho especial hincapié en el estudio del Acuífero Profundo. La representación se ha realizado en 3 dimensiones para una mejor ubicación visual. Esta modelización geológica en 3 dimensiones, junto a la descripción geológica de materiales, se observa en la Figura 3.

RELACIONES SOBRE LA DISTRIBUCIÓN Y EVOLUCIÓN DE CLORUROS EN ESTA ZONA DEL ACUÍFERO

Tras el estudio de contenidos en cloruros de los pozos para los días de muestreo citados, se han obtenido relaciones sobre la evolución hidroquímica (APSA, 2000a).

a) Relación del contenido en cloruros para cada pozo durante siete meses

131

(noviembre de 1999 a mayo de 2000)

Este análisis se ha realizado para poder obtener la evolución temporal de la calidad de las aguas en los pozos, durante este periodo. Se ha observado que, en general, la calidad empeora progresivamente, salvo en los pozos 003 y 013, que siguen una evolución química irregular (Tabla 1 y Figura 2). Se ha realizado un análisis de dispersión de datos, indicando el contenido en cloruros y las fechas de muestreo para cada pozo (Figura 4). El tiempo considerado entre análisis sucesivos guarda una relación prácticamente lineal, por lo que se ha adoptado una representación lineal de la distribución de cloruros a lo largo del tiempo para cada pozo.

Figura 4.- Evolución de la concentración de cloruros en cada pozo durante las fechas indicadas (noviembre de 1999 a mayo de 2000). Se han obtenido las pendientes de las rectas de evolución en cloruros y

132

los coeficientes de dispersión para cada pozo para el periodo estudiado. Dichos valores son bajos en los pozos 011, 012 y 014 y el resto, o bien presentan coeficientes de regresión muy bajos, indicativos de condiciones cambiantes del medio (pozos 003 y 013) o variaciones de concentración altas debidas a un medio restringido de transmisividad baja (Iribar, 1992). Como valores ideales de distribución en cloruros, se obtiene que R2 está comprendido entre 0.60 y 0.95. El resto, bien por falta de datos o bien por una calidad cambiante de las aguas, no se adaptan totalmente a estos valores (pozos 007, 009 y 008). Los pozos 003 y 013 muestran pendientes inversas, indicativas de una mejora de la calidad de las aguas en su entorno con el tiempo, debidas a un aporte de aguas externas de mejor calidad, que mejora la calidad durante febrero de 2000 a mayo de 2000. Para afinar en la evolución temporal de los distintos pozos se ha realizado un ensayo de bombeo hasta agotamiento y muestreo continuado desde Marzo a Mayo de 2000 enel pozo 008, obteniendo sus concentraciones en cloruros (Tabla 4).

POZO UTM X UTM Y CONCENTRACIONES DE CLORUROS (en mg/l.) Y FECHA DE MUESTREO22/03/00 23/03/00 24/03/00 28/03/00 29/03/00 03/04/00 10/04/00 17/04/00 25/04/00 02/05/00 15/05/00

8 423.45 4574.88 999.6 995.2 1002.3 1008.9 1014.9 1020.4 1028.6 1041.9 1041.7 1054.9 1065.7

Tabla 4.- Evolución de la concentración de cloruros en el pozo 008 durante el periodo de marzo de 2000 a mayo de 2000, según ensayo de bombeo hasta agotamiento.

La distribución temporal de contenidos en cloruros (pozo 008) para periodos muy cortos de tiempo muestra una evolución al aumento lineal progresivo y constante (R2=0.9626), pero en la que el aumento relativo desde el inicio (22/03/00) hasta el final (15/05/00) no supera los 66 mg/l de cloruros. La evolución puede observarse en la Figura 5.

Figura 5.- Incremento en cloruros según bombeo continuado durante las fechas indicadas.

La evolución del pozo 008 es muy similar a la obtenida para bombeos

133

separados por un periodo de 15 días y durante 7 meses en el resto de pozos, lo que indica que el incremento de cloruros en cada pozo no lo rige la intensidad o caudal de bombeo que actualmente se utiliza, ni la propia concentración de cloruros en el medio acuífero, sino la evolución general del avance en cloruros en todo el acuífero, tal vez controlada ésta por parámetros geológicos locales (dinámica hidrogeológica general del acuífero; Iribar, 1992) y/o bombeos importantes en zonas al E y/o NE de esta zona.

a) Relación sobre la evolución del contenido en cloruros para el conjunto de pozos en periodos de observación constantes

Se ha observado que no es suficiente comprobar la evolución de cada pozo de forma individual a la hora de explicar la evolución temporal general, aunque su comportamiento sea bastante ideal. Por tanto han de agruparse de alguna forma que muestren su evolución en cloruros respecto a la que se produce de forma general en el acuífero en ese momento. Se debe tener en cuenta, a partir de los parámetros hidrogeológicos, que la evolución de la calidad de las aguas está controlada por la dinámica de un acuífero que suministra agua, sea cual sea su calidad, de forma ilimitada y casi constante. Para visualizar la dinámica de intrusión en el acuífero es necesario correlacionar las concentraciones de cloruros de los pozos en un momento determinado y así poder ver la tendencia temporal con la que se distribuyen los cloruros para unas mismas condiciones de explotación, considerando las demás explotaciones como constantes durante este periodo. Una vez comprobado el movimiento de la intrusión marina, se han ordenado los datos de concentración en cloruros de los pozos de mayor a menor contenido para intervalos de tiempo fijados, sabiendo que el principal aporte de cloruros al acuífero proviene de la dársena del Puerto de la Zona Franca y disminuye con la distancia a este lugar. A partir de los datos iniciales sobre concentraciones de la Tabla 1 se ha procedido a esta representación para los periodos de tiempo considerados, obteniendo en todos ellos una distribución de datos que se adaptan a una representación matemática potencial cuya fórmula general sería [Y = (valor pendiente) * X - (exponente)], donde Y son los contenidos en cloruros e X son las fechas. El valor del exponente para series medias está comprendido entre -0.80 y -0.90 y la pendiente varía en función del ajuste perfecto de X, Y y la eficacia del muestreo. Se observa que desde noviembre de 1999 a mayo de 2000 las curvas obtenidas para cada pozo, se aproximan muy bien a la citada anteriormente (Figura 6). Comprobado inicialmente que se cumple la condición de que existen similares caudales de bombeo en los pozos y que el comportamiento del acuífero permanece prácticamente constante, se puede afirmar que existe una función que relaciona los pozos según su localización al foco contaminador de cloruros. Para pozos con altos contenidos en cloruros los aumentos relativos son mayores que para pozos que presentan bajos contenidos los aumentos son bajos o inexistentes, presentando, éstos últimos, una atenuación muy alta y un rango de afección por intrusión marina muy bajo (Figura 7a).

134

Figura 6.- Evolución de la concentración de cloruros de cada pozo, ordenados de mayor a menor concentración, para una fecha de muestreo por mes.

135

A partir del esquema de la Figura 7a se puede obtener, en función de máximos y mínimos históricos recientes, el punto teórico donde la concentración de cloruros tienda a constante y sirva para la definición, de forma práctica, de los límites de explotación con calidad de agua igual a la actual o superior. Este método de prospección ya se ha puesto en marcha habiendo demostrado su predicción en varios sondeos de investigación realizados.

Figura 7.- Esquema sintético. a: Rango de afección por aumento de la

concentración de cloruros en los pozos de abastecimiento. b: Relación teórica de la concentración de cloruros y distancia al foco de intrusión de los pozos de

bastecimiento.

ONA. LÍMITES DE AFECCIÓN Y CAUSAS QUE LO PUEDEN GENERAR

zos 009, 008, 012 y 011 y sus respectivos contenidos en cloruros

e factor condiciona la

arecer en el acuífero

a

014

Distancia al foco contaminador

003C

once

ntac

ión

encl

orur

os

Con

cent

ació

nen

clor

u ros

Distancia al foco contaminador

008 012 011013

a b

Rango teórico máximo de variación

Situación actual teórica de los pozos

o descenso de clorurosRango de afección por aumento

y = (pendiente) x

Ecuación General:- (exponente)

009

007

MODELO PREDICTIVO PARA LA EVOLUCIÓN DEL ACUÍFERO EN ESTA Z

la relación entre el contenido en cloruros de los pozos respecto de la evolución general del acuífero es independiente de la distancia entre pozos y el caudal bombeado, especialmente en pozos con altos contenidos de cloruros, Existen otros pozos que, estando cerca de los anteriores, su contenido en cloruros es inferior o muy superior (Figura 1b). Se ha de recordar la distancia entre los po(Figura 2).

Según la evolución de la concentración de cloruros de los pozos se evidencia que a partir del pozo 008 hasta el 014 la disminución en cloruros es progresiva, constante y de poca importancia (Figura 2 y Figura 7b). Los límites admisibles de contaminación por cloruros idóneos quedan marcados como la zona comprendida entre 0-500 mg/l (Figura 2). Estevolución en cloruros de todos los pozos de esta zona.

Vista la figura 7a y 7b, se observa que cuanto más potencia efectiva de circulación presenta el Acuífero Profundo menor concentración de cloruros existe, siendo esta relación inversa a menor potencia efectiva, considerando que las arenas limosas o arcillosas que suelen approfundo dificultan la transmisión de agua subterránea.

En los pozos 003, 004, 005 007, 008, 009 y 010, el espesor efectivo del

136

acuífero es inferior a los pozos 011, 012, 013 y 014 (Figura 3) lo que unido a lo expresado por la curva potencial de distribución de cloruros (Figuras 6, 7ª y 7b) evidencia que existe un límite físico impuesto por la estructura geológica que condiciona la propagación de cloruros al resto del acuífero. Se indica que no se dispusieron inicialmente de datos químicos para los pozos 004 y 005, aunque se supusieron altos. Posteriormente se realizaron análisis que demostraron una buena adecuación en esta función, con concentraciones de 1.100 a 1.200 mg/l.

Este fenómeno se relaciona con la velocidad de circulación de un fluido por una sección determinada que pasa a otra sección adyacente mayor, en la que se produce un descenso del gradiente de velocidad, descomponiéndose de forma laminar en gradientes menores para su mejor adaptación a una sección menor. Esto provoca una propagación menor y una mayor dispersión y fácil

ión del contenido en cloruros por el medio.

ONCLUSIONES Y PREVISIONES FUTURAS

e mejor se adapta a la propagación

más datos (geológicos, quím

re pozos capaces de soportar volúmenes

00-750 mg/l,

te en las labores de rospección y remediación de sectores del acuífero.

GRADECIMIENTOS

compensac

C

Se ha representado un modelo que muestra, a falta de más datos concluyentes, una relación del contenido en cloruros de los pozos de abastecimiento de El Prat. Dicha función potencial de exponente variable entre -0.8 y -0.9, puede considerarse como la quactual de la intrusión marina en esta zona.

También se ha ubicado, de forma aún no definitiva, la posición de cada pozo en esta curva sintética para poder prever la evolución de nuevos sondeos de investigación y zonas probables de explotación y de abandono en un futuro cercano. El modelo geológico utilizado, junto con el ajuste estadístico identifica una nueva vía de exploración y posterior explotación hídrica, haciéndolo predictivo y más fino conforme se disponga de

icos, piezométricos, ensayos de bombeo, etc.). El objetivo es la búsqueda de secciones efectivas de acuífero que

permitan explotar pozos sin riesgo de intrusión grave en él o en los adyacentes, y muestre las distancias mínimas entde extracción sin riesgo de intrusión.

Se observa que para pozos con altos contenidos en cloruros (>1000 mg/l.) los aumentos relativos son mayores que para los pozos que presentan bajos contenidos (<500 mg/l.). Los aumentos relativos para estos últimos son bajos o inexistentes, presentando una atenuación muy alta y una afección por intrusión marina baja. El límite de afección admisible por cloruros, atendiendo a criterios de calidad y económicos por depuración, se puede situar en los 7estando dentro de este rango algunos de los pozos muestreados.

A partir del esquema sintético del rango de afección por aumento de cloruros en los pozos (Figura 7) se obtiene, en función de máximos y mínimos recientes, el punto teórico donde la concentración de cloruros tienda a ser prácticamente constante, aspecto muy importanp

A

137

Este trabajo ha sido posible gracias a la concesión de una Beca de Investigación (Contrato 400.194) por la C.T.D. de la Junta de Andalucía y a fondos de la empresa Aigües del Prat S. A. Agradezco, además, el soporte económico de edición realizado por el Grupo de Investigación Recusos Hídricos Geología Ambiental.

EFERENCIAS

iento del comportamiento

nitat d’Usuaris d’Aigües del Delta del Ríu Llobregat. 21

Sveriges

acuíferos del Baix

rnàries del Delta del

l Pirineo Oriental y Servicio Geológico de bras Públicas. 173 p. Barcelona.

y

R

APSA (2000). Estudio comparativo de la evolución de los pozos de abastecimiento municipal. Primera fase: Reconocimhidrogeológico. Aigües del Prat S. A., 21p, anexos.

CUASDRLL (2000). Estat de l’Aqüífer Profond del Delta del Ríu Llobregat a l’alçada del Prat. Comup. El Prat de Llobtregat

Custodio, E. (1981). Sea water encroachement in the Llobregat and Besós areas, near Barcelona (Catalonia, Spain). Sea Water Intrusion Meeting, Uppsala. Intruded and Fósil Groundwater of Marine Origen. Geologiska Undersökning, Rapporter och Meddelanden 27: 949-976.

Iribar, V., (1992). Evolución hidroquímica e isotópica de losLlobregat. Tesis Doctoral. Universitat de Barcelona, 125 p. Marqués, M. A. (1984). Les formacions quate

Llobregat. Institut d’Estudis Catalans. 208 p. Barcelona. REPO (1971). Informe sobre la construcción y aplicación de un modelo

matemático de simulación del funcionamiento de los acuíferos del Delta del Llobregat. Comisaría de Aguas deO

138

Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 139-152, 2002, Almería

CONTRIBUCIÓN DE LAS ACTIVIDADES AGRÍCOLAS A LA PRESENCIA DE SULFATOS EN LOS ACUÍFEROS COSTEROS.

EL CASO DE LA PLANA DE CASTELLÓN

I. Morell y J. Tuñón

Departamento de Ciencias Experimentales. Universitat Jaume I. Castellón

RESUMEN.- El origen de las elevadas concentraciones de sulfatos en los acuíferos costeros se ha relacionado en la mayoría de los casos con procesos de intrusión marina. Sin embargo, la presencia de yesos o de aguas de recarga de componente claramente sulfatada pueden tener mucha influencia sobre la salinidad de las aguas receptoras, como es el caso de la Plana de Castellón, cuya concentración media de sulfatos es muy elevada. El origen de estos sulfatos se ha atribuido, al menos en parte, a la recarga lateral desde el acuífero de la Sierra del Espadán, donde los materiales triásicos presentan frecuentes y abundantes niveles yesíferos. En recientes estudios realizados en parcelas experimentales con lisímetros se ha puesto de manifiesto que las prácticas agrícolas de la región, dedicada al cultivo intensivo de cítricos, representa una importante fuente de acumulación de sulfatos en el suelo y genera lixiviados de los excedentes de riego con una elevada concentración de sulfatos, que pueden dar origen a buena parte de los sulfatos en la Plana de Castellón y justificar así su compleja distribución y comportamiento.

Palabras clave: ion sulfato, intrusión marina, hidrogeoquímica, contaminación agrícola.

INTRODUCCIÓN

Los mecanismos de intrusión marina son sobradamente conocidos en cuanto a sus orígenes y consecuencias, pero la complejidad de los acuíferos costeros, y en particular los acuíferos detríticos, suele dificultar la interpretación adecuada de los procesos hidrogeoquímicos.

La consecuencia más evidente de la intrusión marina es la modificación de las características físico-químicas del agua en el acuífero. Esta modificación no obedece solamente a los aportes iónicos del agua de mar sino también al resultado de los complejos procesos físico-químicos que tienen lugar en la zona de contacto agua dulce-agua salada y que corresponden, en gran parte, a la interacción entre las fases sólida y líquida del acuífero. La complejidad de los fenómenos modificadores es función de la heterogeneidad litológica del medio, de los parámetros hidrodinámicos y de las características de las aguas de recarga.

Así, pues, desde el punto de vista hidrogeoquímico el proceso de intrusión

139

marina implica dos procesos principales: mezcla entre el agua dulce y el agua salada y fenómenos modificadores derivados de la interacción agua - roca. Morell (1985) puso de manifiesto que en el proceso de mezcla entre agua dulce y agua salada, aún sin la intervención de las reacciones sólido-agua, tienen lugar fenómenos químicos que modifican la composición final, de forma que mientras algunos iones responden de manera precisa al porcentaje de mezcla, otros presentan un comportamiento diferente, como es el caso de los iones calcio y bicarbonato. Los ulteriores procesos de interacción modifican los porcentajes iónicos que corresponderían a una mezcla conservativa.

La relación entre sulfatos y cloruros se ha utilizado ampliamente para determinar procesos de intrusión en acuíferos costeros y, sobre todo, para evidenciar la existencia de fuentes alternativas de sulfatos o, en su caso, de procesos significativos de reducción.

En la mayoría de estudios hidrogeoquímicos de acuíferos costeros del litoral mediterráneo (Giménez, 1994; Vallejos, 1997; Sánchez-Martos, 1997) se pone de manifiesto que, si bien la intrusión marina aporta al agua de mezcla concentraciones proporcionales de sulfatos, la contribución de las aguas "dulces" suele ser significativa. Normalmente, estos elevados contenidos se asocian a la disolución de yesos y a flujos más o menos regionales; en algunos casos, se trata de sulfatos procedentes de la liberación de aguas de formación asociadas a niveles acuitardos. En cualquier caso, existe general acuerdo sobre el papel hidrogeoquímico que desempeñan los procesos de disolución de yesos y su implicación sobre el equilibrio de carbonatos y, por tanto, sobre las características físico-químicas de las aguas, básicamente sobre su salinización y la presencia de magnesio (disolución incongruente de la dolomita).

Sin embargo, raramente se contempla la posibilidad de que parte de los sulfatos tengan origen antrópico, lo que resulta sorprendente toda vez que lasactividades agrícolas, por ejemplo, suelen involucrar la aplicación al suelo de elevadas cantidades de sulfatos, esencialmente como sulfato amónico. Si la presencia de nitratos en las aguas subterráneas se relaciona directamente con la aplicación de fertilizantes no hay razones para obviar la posibilidad de que parte de los sulfatos tengan este mismo origen, y más aún si se tiene en cuenta que los cultivos no representan un sumidero notable de sulfatos, como ocurre con los nitratos. Por otra parte, se puede asumir sin gran error que el ión sulfato se comporta de manera conservativa y que sólo se puede esperar, en condiciones muy específicas, que esté involucrado en procesos de reducción que, por otra parte, han sido descritos en algunos sectores (Planas de Castellón y de Oropesa-Torreblanca, por ejemplo).

En este trabajo se hace una primera aproximación semicuantitativa a la diferenciación de orígenes de sulfatos en el acuífero de la Plana de Castellón (España), en el que son conocidos los procesos de intrusión y de alimentación lateral subterránea con aguas de fuerte componente sulfatada, y en el que se desarrolla una intensa actividad agrícola.

LA SALINIZACIÓN EN LA PLANA DE CASTELLÓN

En la Plana de Castellón se pueden distinguir tres zonas

140

hidrogeoquímicas (Giménez, 1994), denominadas Sector Benicasim o Sector Septentrional, Sector centro, y Sector Moncofar o Meridional. Salvo en la zona central, se evidencia una fuerte salinización y existe una diferenciación hidrogeoquímica en tres facies características de cada una de las zonas.

El ión cloruro procede esencialmente del agua de mar, de manera que se encuentran las mayores concentraciones en las áreas donde la intrusión marina es más evidente. Estas áreas corresponden al sector septentrional, en los alrededores de Benicasim, donde se alcanzan concentraciones superiores a 700 mg/l, y sobretodo en el sector meridional, prácticamente en la mitad sur de la Plana, donde se superan los 1000 mg/l. En el resto del acuífero las concentraciones están comprendidas entre 50 y 200 mg/l (figura 1).

Castellón

Moncófar

100

600

100

100

100

200

200

300

200

400

400

600

600

800

800

400

100

300

Benicásim

Figura 1.- Mapa de isolíneas de cloruros, en mg/l (julio, 1998).

En el sector septentrional (área de Benicasim) el agua tiende a ser de tipo clorurada - sódica o algún tipo de transición entre agua dulce y agua de mar, con una baja relación SO4/Cl y una media del 3% de agua de mar, debido a un claro proceso de intrusión marina; en el sector central (área de Castellón) las aguas son bicarbonatadas-sulfatadas cálcico-magnésicas, aunque localmente afectadas por un incipiente proceso de intrusión marina; con una elevada relación SO4/Cl y generalmente menos de 1% de agua de mar. En el sector meridional (área de Moncófar) el agua es de tipo sulfatada-clorurada magnésico-cálcica, con una relación SO4/Cl intermedia, y entre el 1 y 7% de agua de mar.

Según este modelo, las aguas de la Plana de Castellón pueden ser

141

asociadas a la mezcla de tres diferentes tipos de agua: bicarbonatada cálcica, agua de mar y un tercer componente caracterizado principalmente por un elevado contenido en ion sulfato (Fidelibus et al., 1992; Giménez, 1994). Con relación a la mezcla teórica entre agua dulce y agua de mar, las aguas del acuífero son ricas en sulfatos, calcio y magnesio, con valores de sodio y potasio normalmente inferiores a las concentraciones teóricas calculadas a partir de la concentración de ión cloruro, que se considera como un parámetro conservativo.

La situación actual no varía sustancialmente de la de los últimos años, de manera que la intrusión en el sector septentrional responde a una situación de recarga deficiente e intensa explotación, mientras que en el sector meridional los mecanismos son bastantes más complejos, incluyendo una posible dinámica de upconing asociada al área de la Rambleta donde se concentra un gran número de pozos que inducen una depresión piezométrica aguda a causa de una fuerte sobreexplotación local.

Con relación a los sulfatos, Giménez (1994) expuso que las elevadas concentraciones de sulfatos ya existían antes que los nitratos alcanzasen niveles significativos (año 1972) y que, por tanto, el origen de los sulfatos no podía asociarse simplemente a las actividades agrícolas (aunque no descartaba influencias parciales) sino que debía existir algún tipo de proceso alternativo, que atribuyó a flujos regionales de componente sulfatada procedentes del subsistema de la Sierra de Espadán y que afectaban, por tanto, al sector meridional de la Plana de Castellón. La aproximación hidrogeoquímica realizada entonces permitió, con la ayuda de iones minoritarios, reforzar esta hipótesis.

Control estructural

En Tuñón (2000) se profundiza en la hidrogeología del sector central de la Plana y se detecta la presencia de importantes fallas del zócalo mesozoico que sirve de base a los rellenos miocenos y pliocuaternarios, una de las cuales divide el acuífero en dos zonas hidrogeológicas muy diferentes y con consecuencias hidrogeoquímicas muy notables que apoyan parte de la clasificación en tres sectores propuesta por Giménez (1994).

En la figura 2 se muestran los contenidos del ión sulfato. El hecho más destacable es que se puede diferenciar una línea aproximadamente paralela al río Mijares que separa un área al norte en el que las concentraciones son del orden de 200-300 mg/l y otro área al sur en la que están por encima de 400 mg/l, y llegan a alcanzar hasta 800 mg/l en los sectores más afectados por la intrusión marina.

Esta línea no es, evidentemente, arbitraria ni casual sino que responde a directrices geológicas de manera que puede asociarse a la continuidad lateral, bajo el relleno pliocuaternario, de la gran discontinuidad tectónica que separa el dominio triásico de la Sierra del Espadán de los materiales esencialmente carbonatados de estribaciones de la Sierra de Javalambre (figura 3).

Esta falla de dirección ibérica origina un gran escalón en el zócalo, de forma que al sur de la misma el acuífero presenta unos espesores máximos de

142

50-70 metros que se van haciendo menos potentes hacia el sur, mientras que al norte de la misma se observan rellenos de más de 110 metros, salvo en un pequeño alto estructural del zócalo en la zona central donde parece encontrarse a unos 80-90 metros. Después, hacia los bordes montañosos de los relieves costeros, que sirven de límite natural al acuífero en el sector septentrional, los espesores disminuyen también considerablemente.

Benicásim

Castellón

Moncófar

Figura 2. A) Mapa de isolíneas de sulfatos, en mg/l (julio, 1998), B) Mapa de isolíneas de nitratos, en mg/l (julio, 1998).

Datos de columnas de sondeos permiten continuar esta falla bajo el relleno pliocuaternario, de manera que en el labio sur el substrato corresponde a materiales jurásicos y triásicos mientras que en labio norte corresponde a materiales cretácicos. La complejidad tectónica del sistema del Espadán permite pensar en la existencia de otras discontinuidades que compartimentan el substrato. De hecho, el propio trazado del río Mijares podría relacionarse con esta directriz ibérica.

La geometría del substrato debe estar también influenciada por otra familia de fracturas regionales, de dirección catalánide, que pueden ser la continuidad de las existentes en el área del Desierto de las Palmas. En este caso, no se tiene información que corrobore esta hipótesis, salvo la posibilidad no confirmada de que en un sondeo situado cerca de la confluencia del Mijares y la Rambla, se atravesaran materiales cretácicos a partir de unos 150 metros de profundidad, lo que supondría la existencia de un alto estructural más o menos aislado.

Otras dos familias de fracturas, de directrices aproximadas N70 y N150, que afectan a los materiales pliocuaternarios y que pueden tener saltos notables, acaban de configurar un complejo entramado, que debe tener repercusiones hidrogeoquímicas.

La más notable es sin duda la ya mencionada de la recarga con aguasbicarbonatadas cálcicas y sulfatadas cálcico-magnésicas al norte y al sur,

Benicásim

Castellón100

100

150

50

100

50

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200 300

200

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250

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150 B

Mo

200

200300

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500

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300400

500600

700

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ncófarA

143

respectivamente de la fractura que separa los dominios triásico y cretácico, pero también hay que tener en cuenta otras influencias más locales que pueden focalizar estos aportes y establecer áreas colindantes con peculiaridades hidroquímicas muy diversas, como puede ser la presencia de altos estructurales con cierta continuidad hidráulica con los materiales pliocuaternarios o que faciliten, por ejemplo, la recarga con aguas de alta temperatura, como ocurre en el área de Villavieja; incluso, estos altos pueden independizar sectores del propio acuífero pliocuaternario. Probablemente, estas discontinuidades expliquen satisfactoriamente la irregular distribución de las aguas sulfatadas en el sector meridional e incluso ciertas discontinuidades en la distribución del ion nitrato.

Benicasim

Castellón

Moncófar

SISTEMA JAVALAMBRE (Dominio Jurásico-Cretácico)

SIERRA DEL ESPADAN

(Dominio Triásico)

Fallas de dirección Costero-Catalana

Fallas N150E

Fallas y cabalgamientos de dirección Ibérica

(N120E)Fallas N70E

Figura 3.-Esquema estructural de la Plana de Castellón y su entorno (las trazas discontinuas indican fracturas supuestas).

Queda claro, por tanto, que el acuífero de la Plana recibe contribuciones de sulfatos desde los acuíferos de borde, esencialmente en su mitad meridional, lo que coincide básicamente con las hipótesis de Giménez (1994).

INFLUENCIA DE LAS PRÁCTICAS AGRÍCOLAS

En la Tesis Doctoral de Tuñón (2000) se detalla una experiencia de riego con aguas residuales y su comparación con el uso de aguas convencionales en diferentes situaciones. Esta experiencia se llevó a cabo en una parcela experimental situada en los terrenos de la Estación Depuradora de Aguas Residuales (EDAR) de la ciudad de Castellón, a tres kilómetros del casco

144

urbano en dirección al Mar Mediterráneo, entre la ciudad y el barrio del Grao de Castellón. La parcela consta de diecisiete lisímetros de drenaje, dieciséis de un metro cuadrado de superficie y un metro de profundidad y uno de 3.81 m2 de superficie y un metro de profundidad, rellenados con materiales limosos.

En la figura 4 se sintetizan las operaciones realizadas en cada uno de los lisímetros.

Se han realizado diferentes fertilizaciones y experiencias de riego con agua residual urbana depurada y agua de pozo. El lisímetro 15 no se ha regado, y el 17 se ha mantenido en saturación.

Regados con agua residual

Regados con agua subteránea

Sin riego

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15 16

2

Fertilizantes

Hierbas

Cítrico

Figura 4.- Operaciones llevadas a cabo en cada lisímetro.

Salvo en los lisímetros 1 y 16, en los que se dejó crecer las hierbas, en el resto se aplicó herbicida cuando fue necesario.

Los riegos se han aplicado por inundación, con un volumen de 50 litros en cada lisímetro (190 litros en el nº 9). En la campaña de 1998 se han realizado 11 riegos, lo que equivale a una dotación de 5500 m3/ha/año, que es del mismo orden que la normalmente utilizada en el riego de cítricos. En la campaña de 1999 se han realizado solamente 7 riegos, equivalentes a una dotación de 3500 m3/ha/año, debido a que el inicio de la campaña fue lluvioso –lo que permitió espaciar más los primeros riegos- y a que se ha cerrado la campaña el 17 de agosto, dos meses antes que en 1998, por la presencia de lluvias dispersas en septiembre.

La discretización temporal que se ha efectuado para el estudio del balance de masas no es constante. Se han diferenciado 19 periodos, cuyo

145

inicio corresponde a los días de riego. Los balances comparativos de agua y masa se han realizado

considerando que las entradas y las salidas tienen lugar el primer día de cada periodo, lo que en buena medida se asemeja al comportamiento real, ya que la mayor parte del drenaje ocurre durante los primeros días inmediatos al riego. Los eventos lluviosos que han generado drenaje han sido escasos y, salvo alguna excepción, están comprendidos en el periodo invernal.

Las entradas de agua en los lisímetros tienen lugar a partir de las lluvias yde los riegos aplicados. Conviene destacar que el periodo de estudio ha sido relativamente seco, con una cantidad de precipitación de 367.5 mm durante todo el periodo de estudio (19 meses), que es sensiblemente inferior a la media anual.

Las salidas de agua se refieren al volumen total de agua de drenaje recogida en cada periodo. Las entradas de masa en los lisímetros se deben al agua de riego, al agua de lluvia y a la aplicación de fertilizantes. Otras posibles entradas, como la fijación de nitrógeno atmosférico, no han sido tenidas en cuenta, bien por su escasa entidad o bien porque a efectos de balance pueden ser anuladas con salidas equivalentes, como puede ser la volatilización de especies de nitrógeno.

Las aguas de riego, tanto la procedente de pozos como la residual, se han analizado para cada riego, y sus aportes han sido cuantificados en cada caso, ya que, aunque no de manera notable, existen variaciones temporales en su composición. La composición media de estas aguas se indica en la tabla 1.

AGUA DE POZO

AGUA RESIDUAL

AGUA DE LLUVIA

Conductividad 1350 2280 180Cloruros 73.5 319.5 7.1Sulfatos 457.1 545.7 5.4Nitratos 82.7 26.5 0Sodio 44.8 167.9 3.6Calcio 124.2 155.3 4.8

Magnesio 31.1 44.1 1.1Potasio 2.1 18.7 0.9

Tabla 1.- Composición media de las aguas de entrada de los lisímetros. La conductividad se expresa en �S/cm y las concentraciones iónicas en mg/l.

En la tabla 2 se indican las fechas de aplicación, el tipo de fertilizante, la cantidad aplicada y las masas correspondientes a cada ion una vez que el fertilizante es disuelto. En el lisímetro 9 la cantidad aplicada ha sido 3.8 veces mayor.

Las salidas de masa se han obtenido mediante la suma de las masas parciales de todas las muestras de aguas de drenaje recogidas en loslisímetros, en las que se ha realizado la determinación de los iones mayoritarios.

146

Condiciones de contorno

Los procesos de evapotranspiración y de interacción agua-suelo modifican sustancialmente las características químicas del agua de infiltración. Si, en primera aproximación, se consideran los lisímetros como "cajas negras" en las que existen aguas de entrada (subterránea o residual), de características más o menos constantes, y aguas de salida (drenaje), el estudio de la composición iónica de estas últimas puede proporcionar información básica sobre los procesos que ocurren en los lisímetros.

DÍA FECHA FERTILIZANTE 48 gr HPO4(NH4)2

54 gr (NH4)2SO465 6 marzo 98 33 gr K2SO4

141 21 mayo 98 54 gr (NH4)2SO4

48 gr HPO4(NH4)2

54 gr (NH4)2SO4183 2 julio 98 33 gr K2SO4

48 gr HPO4(NH4)2

54 gr (NH4)2SO4232 20 agosto 98 33 gr K2SO4

72 gr HPO4(NH4)2

81 gr (NH4)2SO4468 13 abril 99 43 gr K2SO4

524 8 junio 99 95 gr (NH4)2SO4

494 17 agosto 99 90 gr NH4NO3

Tabla 2.- Fertilizantes aplicados en los lisímetros.

Las características del flujo en cada uno de los lisímetros tienen sus propias peculiaridades que se derivan no sólo de las diferencias intrínsecas inherentes a suelos alterados sino también a las distintas condiciones de contorno impuestas, algunas significativas y de resultados apreciables, como la existencia o no de riegos, y la presencia o ausencia de cítricos o de hierbas, y otras condiciones de difícil calibración pero que pueden originar comportamientos diferentes, como puede ser el tipo de agua utilizada para el riego, que puede originar cambios estructurales en el suelo, bien por interacción de tipo químico (adsorción, precipitación, disolución) o bien de tipo físico (filtración), que pueden modificar las condiciones hidrodinámicas del suelo, esencialmente su permeabilidad. En ciertos casos, la existencia de edificios radiculares estables o la generación de hierbas en algunas épocas afectan notablemente tanto a la redistribución del agua en el suelo, imponiendo perfiles de humedad específicos, como al destino de algunos iones ya que estas raíces actúan como sumideros selectivos.

Por consiguiente, es necesario admitir que existen dos tipos de factores de incertidumbre, el primero relacionado con las características constructivas

147

de los lisímetros y el segundo con las condiciones impuestas en los mismos. El resultado global es que en cada lisímetro se encuentran respuestas distintas en el detalle, que a veces se pueden diferenciar y justificar, pero que en ocasiones pueden pasar desapercibidas o confundirse. Sin embargo, también se puede admitir que, en general, el comportamiento de los diferentes lisímetros responde a pautas comunes, tanto más parecidas cuanto mayor sea la coincidencia de sus condiciones de contorno, que permiten una primera aproximación a los procesos que ocurren en su seno.

Se asume que el flujo es no estacionario y de tipo pistón, que las variaciones verticales de las características del suelo no son significativas, que el frente de humedad es paralelo a la superficie del suelo y que la redistribución de la humedad tiende a homogeneizar el contenido de agua en el mismo nivel. Se asume también que los aportes de agua a los lisímetros provocan infiltración cuando se supera la capacidad de campo del suelo y provocan un pulso que hace avanzar el frente de humedad hasta dar lugar a la salida de agua por el fondo del lisímetro (drenaje).

Respecto a los flujos preferenciales, durante la construcción de los lisímetros se tomaron algunas precauciones (pared rugosa, repisas de derivación) que no se han mostrado totalmente eficaces, de manera que a veces se han producido flujos preferenciales (especialmente cuando la humedad del lisímetro era baja) que se han podido cuantificar y, por tanto, deducir tanto del agua de entrada como del agua de drenaje. Respecto a los flujos preferenciales no inducidos se estima que pueden ser significativos en los niveles superficiales pero de escasa entidad en los más profundos, en los que se desarrolla preferentemente el flujo pistón.

Desde el punto de vista de los solutos, se asume que los procesos de difusión en las etapas de no flujo no suponen avances significativos sino más bien homogeneización, y que el transporte de masas tiene lugar esencialmente con el agua móvil (advección-dispersión).

Por otra parte, se considera que la evaporación, y en cierta medida también la transpiración, provocan la acumulación temporal de sales en los niveles superficiales y que estas sales pueden ser disueltas y lixiviadas cuando el suelo alcanza grados de humedad cercanos a la saturación, y que parte de esta agua puede ser pistoneada posteriormente (lavado del suelo). Si tiene lugar un evento de lluvia de suficiente intensidad, el frente de humedad es pistoneado, al mismo tiempo que el agua de reciente entrada puede lavar las sales dando lugar a un frente superpuesto (lavado). Finalmente, el frente inicial puede llegar a ser drenado.

Caracterizacion iónica de las aguas de drenaje

Como se muestra en la tabla 3, las concentraciones medias de los aniones de las aguas de drenaje son notablemente superiores a las correspondientes a las aguas de riego y, por supuesto, a las concentraciones medias teóricas correspondientes a la suma del agua de riego y del agua de lluvia. Sin duda, el factor más determinante de este incremento de las concentraciones es la evapotranspiración, que supone concentración del agua

148

de infiltración, pero existen otros factores que pueden condicionar el comportamiento de los distintos iones, como pueden ser los procesos de transferencia de masas entre el agua y el suelo y la absorción selectiva, entre otros.

Cloruros (mg/l) Sulfatos (mg/l) Nitratos (mg/l)

Agua subterránea 74 457 83Agua total de entrada 50 154 52

137 575 134Aguas de drenaje:

Sin fertilización Con fertilización 195 800 152

Agua residual 320 546 27Agua total de entrada 212 192 19

268 541 175Aguas de drenaje:

Sin fertilización Con fertilización 415 670 265

Tabla 3.- Concentraciones medias de los aniones de las aguas de entrada y drenaje.

Con objeto de conocer la influencia de las condiciones impuestas en cada lisímetro sobre el comportamiento de los diferentes iones, se han realizado unas gráficas en las que se representan las masas iónicas acumuladas. Estas masas acumuladas se han calculado por diferencia entre las entradas y las salidas de cada ion, por lo que las curvas resultantes representan la masa de cada ion que, en primera aproximación, o bien está en el agua y/o suelo del lisímetro o bien ha sido absorbida por las plantas.

200

250

300

0 100 200 300 400 500 600 700Tiempo (días)

Gra

mos

de

clor

uro

Riego con agua residual

Riego con aguas subterráneas

0

100

150

50

- 50

Figura 5.- Balance acumulado de cloruros en todos los lisímetros.

149

En la figura 5 se muestra la evolución media en todos los lisímetros, y se aprecia claramente que el riego con agua residual provoca la acumulación de cloruros en el medio y, por tanto, mayor salinización del suelo, cuyo lavado es escaso, al menos en las condiciones climáticas del periodo de estudio.

Cuando los lisímetros tienen un grado de saturación intermedio, la cantidad de agua almacenada puede estimarse en torno a 300 litros. Si se considera que al final del periodo de estudio los cloruros acumulados están homogéneamente distribuidos en el lisímetro, la concentración media del agua intersticial sería de 814 mg/l en los lisímetros regados con agua residual y de 157 mg/l en los regados con agua subterránea, que son valores coherentes con los máximos de concentración encontrados en las aguas de drenaje. Al margen de la representatividad de estos valores medios, parece incuestionable que el riego con agua residual genera infiltración notablemente más salina y que, eventualmente, puede dar lugar a salinización de los suelos, sobre todo si el régimen de lluvias es bajo.

-100

0

100

200

300

400

500

600

0 100 200 300 400 500 600 700Tiempo (días)

Gra

mos

de

sulfa

to Lisímetrosfertilizados

Lisímetrossin fertilizar

Figura 6.- Balance acumulado de sulfatos en todos los lisímetros.

La evolución media de las masas acumuladas de sulfato en todos los lisímetros se muestra en la figura 6, en la que se aprecia que independientemente del tipo de agua de riego aplicada, la mayor acumulación de sulfatos está relacionada con los fertilizantes, pero se puede apreciar también que los valores máximos de masa acumulada corresponden a los lisímetros 5 y 6, en los que se riega con agua residual.

Las concentraciones medias teóricas en el agua almacenada en loslisímetros en condiciones de saturación intermedia y en el supuesto de que la masa acumulada de sulfato se distribuyese homogéneamente son de 725 y 960 mg/l para el riego con agua subterránea y residual, respectivamente. Estas cifras son coherentes con las concentraciones medias de sulfatos en las aguas de drenaje, lo que viene a corroborar la hipótesis de que los elevados contenidos en sulfatos en las aguas del acuífero se relacionan con la percolación profunda de las aguas de riego, y no sólo con la presencia de flujos regionales asociados a los sulfatos de la Sierra del Espadán. En todo caso, y

150

aunque en ambos casos los aportes son elevados, conviene apuntar que cuando se riega con agua residual la masa de sulfatos que puede percolar es apreciablemente superior.

CONCLUSIONES

La concentración de sulfatos en las aguas subterráneas de la Plana de Castellón es el resultado de la interacción de varios procesos: flujos regionales con componente sulfatada (en la mitad meridional), recirculación del agua de riego, aplicación de fertilizantes y contribución del agua de mar.

En las áreas afectadas por intrusión marina la discriminación de cada uno de estos orígenes puede presentar algunas complicaciones, no sólo debidas al propio aporte inherente a la intrusión sino también a la gran variabilidad hidroquímica de las aguas de riego. En otras áreas, a pesar de las incertidumbres relativas a los flujos laterales, es posible hacer una aproximación más realista.

De los datos experimentalmente obtenidos en la parcela destacan que cuando se riega con agua subterránea, la concentración media de sulfatos en el agua de entrada (riego más precipitaciones) es de 145 mg/l. Las aguas de drenaje de los lisímetros, asimilable a las de percolación profunda, tiene concentraciones medias de 575 y 800 mg/l, con y sin fertilización, respectivamente (figura 7). Esto significa que el denominado retorno de riego se enriquece, respectivamente, en el 375% y 520% de sulfatos. Estas cifras se incrementan ligeramente cuando se riega con agua residual depurada.

0

500

1000

1500

2000

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19

Periodo

mg/

l SO

4

Con fertilización Sin fertilización

Media en el agua de riego

Media

Media

Figura 7.- Evolución de la concentración de sulfatos en las aguas de drenaje.

Conviene aclarar que estos datos corresponden, como ya se ha mencionado, a un periodo relativamente seco en el que la tasa de recarga es más baja, pero ello no significa necesariamente que en periodos húmedos se pueda esperar mayor dilución sino más bien una lixiviación más eficaz ya que prácticamente el 75% de la masa de sulfatos que ha llegado al suelo se encuentra retenida en el primer metro de la zona no saturada. Por consiguiente, cabe esperar que durante episodios de mayor recarga la

151

concentración de sulfatos en las aguas de drenaje no sólo no disminuya sino que se incremente de manera apreciable.

También es necesario apuntar que las aguas de riego en el sector meridional del acuífero tienen mayores concentraciones de sulfatos que lasutilizadas para el riego experimental, por lo que es de suponer que las aguas de retorno deben estar más enriquecidas en sulfatos que las determinadas en los lisímetros.

Por otra parte, y tal como se puede apreciar en la figura 2, la distribución espacial de los sulfatos coincide en buena medida con la de los nitratos, lo que sugiere, sin duda, un origen común.

Con los datos actuales es díficil cuantificar las diferentes contribuciones de sulfatos pero es necesario admitir que las actividades agrícolas representan una fuente nada despreciable. A grandes rasgos, si consideramos que en el sector meridional de la Plana la alimentación lateral subterránea es del orden de 50 hm3/año y que la infiltración eficaz (incluyendo retorno de riegos) es de 100 hm3/año, los sulfatos asociados a esta última procedencia podrían llegar a representar la mayor parte de las entradas, ya que las concentraciones en el agua subterránea son del mismo orden que las encontradas en las aguas de drenaje profundo. Solamente en sectores muy concretos, en los que se reconocen evidencias de sobreexplotación localizada, sería necesario invocar influencias de flujos regionales sulfatados.

Como conclusión final, y a falta de estudios más detallados, parece necesario incluir las prácticas agrícolas en los balances de masas de sulfatos de los acuíferos costeros, ya que pueden representar si no su principal origen sí, al menos, una contribución considerable que puede ayudar a reconstruir el modelo hidrogeoquímico del acuífero.

REFERENCIAS

Giménez, 1994). Caracterización hidrogeoquímica de los procesos de salinización en el acuífero detrítico costero de la Plana de Castellón. Tesis Doctoral. Universidad de Granada. 469 pp.

Morell, I. (1985). Salinización por intrusión marina. Col.lecció Universitaria.Diputació de Castelló. 211 pp

Sánchez-Martos, F. (1997). Estudio hidrogeoquímico del Bajo Andarax (Almería). Tesis Doctoral. Universidad de Granada. 290 pp.

Tuñón, J. (2000). Determinación experimental del balance hídrico del suelo y evaluación de la contaminación asociada a las prácticas agrícolas.Tesis Doctoral. Universitat Jaume I. Castellón

Vallejos, A. (1997). Caracterización hidrogeoquímica de la recarga de los acuíferos del Campode Dalías a partir de la Sierra de Gádor (Almería). Tesis Doctoral. Universidad de Granada. 264 pp.

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Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 155-168, 2002, Almería.

PROBLEMÁTICA DE LA PERFORACIÓN Y TERMINACIÓN DE SONDEOS PARA BOMBEAR AGUA DE MAR

EN ACUÍFEROS COSTEROS

A. Pulido Bosch, J. Gisbert, P. Pulido Leboeuf,F. Sánchez Martos y A. Vallejos

Dpto. de Hidrogeología y Q.A., Universidad de Almería

RESUMEN.- Frecuentemente, las plantas desaladoras de agua de mar se suministran mediante sondeos que captan el agua en los acuíferos costeros, por debajo del contacto agua dulce-agua salada. Las distintas fases en la ejecución de tales obras tiene que ser cuidadosamente diseñadas si se quieren evitar problemas que tendrían una notable incidencia en el buen funcionamiento de la planta. El primer paso es la adecuada selección de los emplazamientos a captar, lo cual requiere un buen conocimiento hidrogeológico del área; la perforación de un primer sondeo de investigación permite identificar los posibles problemas que pueden presentarse. Las decisiones afectan, esencialmente, a la técnica de perforación más adecuada, al diseño de la obra, al aislamiento de la franja de agua dulce, a la testificación del sondeo, al diseño de la entubación y tramos de rejilla, y a los métodos más adecuados de limpieza y desarrollo, como labores previas a las pruebas de bombeo que permitan determinar si el sondeo es o no productivo. El sistema se tiene que complementar con un adecuado dispositivo de seguimiento y control de potenciales y de características hidrogeoquímicas en el entorno de la explotación.

Palabras clave: técnicas de perforación, lodos, testificación, entubación, desarrollo.

INTRODUCCIÓN

Las áreas costeras mediterráneas gozan de un clima privilegiado, con temperaturas moderadas y muchos días soleados. En tales condiciones, estas áreas constituyen lugares en los que mucha gente quiere vivir todo el año, o al menos durante el período estival. Por otro lado, las condiciones climáticas favorecen el desarrollo de una agricultura altamente rentable. El aumento continuado de la población y su gran incremento estival, y la elevada demanda de agua para usos agrícolas, hacen que estas áreas mediterráneas tengan frecuentemente graves problemas de abastecimiento, de forma especial si no existen ríos caudalosos en sus proximidades.

Tal sería el caso de Almería en donde los pocos ríos existentes son insuficientes para hacer frente a la demanda de agua. Muchos de los lechos suelen tener tal escasez de agua que son frecuentemente utilizados como vías

155

de comunicación como sucede con muchas de las ramblas. Dentro de las posibles alternativas ante la escasez creciente de agua se encuentran el ahorro y la eliminación del despilfarro, la reutilización de aguas residuales previa depuración, la importación de agua procedente de cuencas cercanas de mayor disponibilidad tales como las de los ríos Guadalfeo y Guadiana Menor, o incluso agua del trasvase Tajo-Segura-Sudeste, o el previsto trasvase del Ebro, que aportaría un cierto caudal a la provincia de Almería. Pero Almería, tras el dramático período de sequía que culminó en el año 1995, decidió tomar el agua del mar, previa desalación. La planta desaladora diseñada tendrá una capacidad inicial de 4.000 m3/h, lo cual equivale a una demanda continua de algo más de 1100 l/s.

Pero este esquema tiene una larga tradición en otros puntos de España,muy especialmente en las islas Canarias y Baleares, y va a ser una práctica muy común en todo el Mediterráneo más “árido”, desde Malta a Chipre, Israel o Libia y Túnez (Torres, 1996 y 1999). Arabia Saudita, los Emiratos Árabe y todos los países del entorno, grandes productores de petróleo, son frecuentes usuarios de estas técnicas de desalación. Hay que pensar que la investigación tecnológica, en relación con los métodos de desalación (Zarza y Rodríguez, 1996) y, muy especialmente con los costes, se encuentra en plena expansión, lo que permite prever una notable reducción de los precios de manera continuada.

La problemática relacionada con la captación de estas aguas saladas o salobres para su desalación pasa por un adecuado diseño de los sistemas de explotación –incluyendo la perforación y terminación de los sondeos, su limpieza y desarrollo- como etapa posterior a la selección de los mejores emplazamientos para ubicar las captaciones. Su importancia es tal, que la ubicación definitiva de la planta tendría que estar condicionada a los resultados de esta fase.

Por otro lado, en los manuales clásicos de Hidrogeología y más concretamente en los capítulos dedicados al estudio del contacto agua dulce-agua salada (Davis y De Wiest, 1971) y a los procesos de intrusión marina (Custodio y Llamas, 1976) y en monografías (López Geta et al., 1988) se recoge que una de las técnicas para reducir los riesgos de intrusión marina es el bombeo simultáneo de agua dulce y salada en el mismo pozo (Benítez, 1963) en la relación 5:1 o la creación de barreras negativas al avance de la cuña salina mediante el bombeo de agua bajo la interfase para ser arrojada al mar. Parece, pues, que la alternativa de captación del agua marina en los acuíferos de la franja costera puede tener implicaciones en el mejor aprovechamiento de los acuíferos costeros, al reducir considerablemente el riesgo de intrusión marina.

Los objetivos esenciales de esta ponencia consisten en identificar y describir los principales problemas que se pueden plantear al momento de seleccionar los emplazamientos a captar, al diseñar los pozos – incluyendo las técnicas de perforación a emplear, ensanche, testificación, selección de la entubación y de los tramos filtrantes- limpieza y desarrollo, así como el planteamiento de los sistemas de seguimiento y control de parámetros a lo largo de la explotación. Se sugieren diferentes soluciones a los problemas planteados y se discuten las ventajas e inconvenientes de muchas de ellas.

156

Este trabajo recoge en gran medida las experiencias adquiridas a lo largo de algo más de un año como responsable del contrato firmado entre la UTE Pridesa-Abengoa y la Universidad de Almería para llevar a cabo el control de los sondeos de captación de agua de mar para abastecimiento a la planta desaladora que actualmente se construye en la desembocadura del río Andarax, labores en las que participó un equipo de cinco personas. Los sondeos fueron realizados por PERFIBESA. Esta ponencia se ha beneficiado, igualmente, de algunos aspectos parciales del proyecto HID99-0597-CO2-02, financiado por la CICYT. Nuestro agradecimiento a todos ellos.

SELECCIÓN DEL ÁREA A CAPTAR

Frecuentemente el área en la que ubicar las captaciones para abastecimiento a una planta desaladora no constituye una especial preocupación por parte de los proyectistas de la misma, posiblemente debido a que siempre existe la posibilidad de llevar a cabo una captación directa en el mar, a pesar de los problemas que se pueden plantear durante el funcionamiento. Ello puede llevar a no valorar adecuadamente determinadas informaciones obtenidas en otras fases de la construcción, como puede ser la perforación de sondeos geotécnicos que, adecuadamente terminados, pueden constituir puntos de observación de parámetros de interés hidrogeológico.

Entre los principales aspectos a tener en cuenta se tienen los estratigráficos, sedimentológicos, tectónicos y neotectónicos, e hidrogeológicos e hidrogeoquímicos de manera amplia. El área de información no tiene que ser restringida al entorno de las captaciones, si no que es conveniente que tenga en cuenta un sector mucho más amplio, conociendo en lo posible el funcionamiento general del sistema implicado.

En lo relativo a los aspectos geométricos, los sondeos mecánicos son los que realmente pueden aportar la información más fiable, aunque la prospección geofísica puede ayudar a resolver algunas incertidumbres. Los métodos sísmicos, y más concretamente los de reflexión, serían los más adecuados aunque también los más costosos. Los métodos eléctricos en sentido amplio (incluyendo los electromagnéticos), tan resolutivos al momento de determinar el contacto agua dulce-agua salada (Pulido Bosch y Cañadas, 1983), como consecuencia del notable contraste eléctrico entre ambos (Orellana, 1972; Olmo y López Geta, 2000; Himi, 2000), son muy poco operativos en el sedimento saturado en agua salada, que es la franja que se pretende investigar en la mayoría de los casos que nos ocupan.

Naturalmente, se trata de captar materiales acuíferos conectados con el mar, que es de donde se pretende finalmente captar el agua. Dentro de los posibles materiales acuíferos interesan especialmente los de porosidad intergranular, dado que filtrarán mejor el agua captada; por el contrario, son susceptibles de aportar elementos finos capaces de pasar a través de los macizos filtrantes. Los materiales fisurados y fracturados pueden aportar caudales elevados, especialmente a través de las fracturas abiertas. Son éstas mismas las que pueden permitir mejor el paso de la materia orgánica; algo similar puede decirse de los acuíferos kársticos que pueden aportar caudales

157

muy elevados, especialmente cuando han existido diversas posiciones del nivel

Mar Mediterrá

neo

R.A

ndaraxAula-examenD.G.T.

S-1

S-2

UALM

0 0.1 0.2 km

S-3

S-5

S-4

S-6

S-7S-8

S-9

S-10

S-11

S-12S-13

Desaladora

S-18

S-17

S-16S-19

ANDALUCÍA

SIERRA DE GÁDOR

S. DE ALHAMILLA

SIERRA NEVADA

S. DE GATA

CAMPO DE NÍJAR

CAMPO DE DALÍASAdra

Berja

Níjar

ALMERÍA

Abla

Tabernas

RÍOADRA

RÍO ANDARAX

N

Almería

S-14

S-15

?

?

1

Figura 1.- Ubicación de los sondeos de abastecimiento a la planta desaladora de agua de mar que suministrará de agua potable a Almería. 1: sectores con predominio arcilloso y escasa conexión con el mar.

158

del mar en los últimos centenares de miles de años, como es el caso del Mediterráneo (Zazo, 1999; Ginés, 2000).

En el caso almeriense, el área a captar estaba en gran medida condicionada por la planta en construcción, situada en las proximidades de la desembocadura del río Andarax, y dentro del Delta de dicho río (figura 1). Sobre dicho área no había mucha información disponible, aunque sí sobre la cuenca del río Andarax (Pulido Bosch et al., 1992; Sánchez Martos, 1997), en donde el Grupo de Investigación llevaba varios años trabajando (Sánchez Martos et al., 1999) así como otros organismos de la Administración (Carrasco y Martín, 1988).

LA PERFORACIÓN

La técnica de perforación a elegir es de gran relevancia, ya que la duración de la obra, la bondad de la terminación, los problemas de ejecución, etc, dependen de ello. En principio, cualquier método capaz de perforar en diámetro superior a 600 mm podría ser adecuado, aunque el óptimo estaría en aquel que sea rápido, limpio, preciso en la asignación litológica, y que garantice adecuadamente la estabilidad de las paredes.

La técnica más “todo terreno” es la percusión, sin apenas limitaciones de diámetro ni restricciones en función de litologías. No obstante, y como se ha dicho que probablemente los materiales más adecuados para captar el agua de mar sean los detríticos, esta técnica puede plantear algunos problemas que limitan seriamente su aplicabilidad. En primer lugar, su lentitud que puede hacer que un sondeo de 100 m pueda requerir entre 10 y 30 días, en el supuesto de que no se planteen problemas serios. Precisamente la necesidad de tanto tiempo unida a la naturaleza de los materiales hacen aumentar notablemente el riesgo de desprendimientos. La solución suele pasar por el empleo de una entubación auxiliar, lo cual añade un problema más, ante la dificultad que normalmente supone su retirada posterior. Si no se retira y se pretende ranurar in situ, el impacto negativo puede ser muy elevado, dado que raramente se podrá conseguir el dimensionamiento adecuado de la superficie filtrante óptima. La percusión plantea también uno de los problemas comunes a casi todas las técnicas, es decir la adecuada identificación de la procedencia exacta del detritus obtenido, con el fin de deducir la ubicación precisa de los tramos filtrantes. La solución pasa por la necesidad de testificar la perforación, preferiblemente antes de la entubación.

La perforación a rotación normal, con lodos bentoníticos, es una técnica muy rápida, aunque los mayores inconvenientes pueden derivar de la adecuada eliminación del filtrado de lodos o reboque que se forma en la pared y que sirve para sujetarla e impedir desplomes. Conviene tener presente que parte de la perforación se efectuará en un medio saturado con agua salobre y agua salada con la composición cercana a la del agua de mar; los lodos convencionales pueden plantear algunos problemas, para cuya solución se podría acudir al aumento de la densidad para limitar el paso del agua de la formación al espacio perforado, con el inconveniente de incrementar la dificultad de eliminación del reboque y la consiguiente disminución del

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rendimiento del sondeo; tampoco elimina el problema de la pérdida de solubilidad, por lo que habría que acudir a lodos específicos para aguas saladas (Driscoll, 1986; Cámara, 1987). Siempre se tiene la opción de emplear lodos degradables que, aunque más costosos que los convencionales, tienen la ventaja de eliminarse transcurrido un cierto tiempo

En el caso de maquinaria pequeña, puede haber el problema añadido de perforar en el diámetro adecuado que permita la colocación de un empaque de gravas, y la entubación correcta para que quepa bien el equipo de bombeo, sin que las pérdidas de carga sean muy elevadas. Por lo demás, al tratarse de una técnica más sofisticada, permite una mayor autonomía y facilidades para determinadas operaciones complementarias, como son colocación de empaques, limpieza final, etc.

El método de rotación por circulación inversa es posiblemente el que tradicionalmente se ha considerado como óptimo en la perforación de materiales sueltos, dada la gran facilidad de perforación en grandes diámetros, su gran rapidez y limpieza elevada, especialmente si se emplea agua como fluido de perforación. Algunos de los problemas que se siguen planteando con este procedimiento derivan del hecho de que raramente se perfora únicamente con agua, aunque usualmente son lodos de más fácil eliminación que los normales de rotación. La gran autonomía de estos equipos de perforación permite limpiar rápidamente el sondeo, evitando males mayores.

Otro problema, común a casi todas las técnicas, es el de la asignación del detritus recogido a la profundidad real; en efecto, la segregación gravitatoria que se suele producir puede traer consigo errores de varios metros en columnas de perforación inferiores a 100 m. La importancia de este hecho es máxima, ya que los tramos filtrantes pueden quedar enfrentados a terrenos que podrían pasar a través del empaque y de la tubería filtrante con gran facilidad.

Los tramos constituidos por arenas finas seleccionadas pueden ser de difícil perforación, ya que tienden a erosionarse y ensanchar constantemente el sondeo, pudiendo provocar su colapso. El empleo de sustancias colmatantes naturales o artificiales reduce los riesgos. En el caso almeriense se utilizó serrín con tal fin.

Por todo lo indicado anteriormente, cuando se perforan materiales no consolidados heterogéneos resulta imprescindible realizar una testificación de la perforación. Los métodos eléctricos pierden resolución o los resultados no son fácilmente interpretables cuando se mide en la franja saturada en agua salada, que suele ser la buscada. Posiblemente sea la testificación de rayos gamma la que mayor información aporta y es de interpretación más sencilla, ya que suele ser muy resolutiva en la diferenciación de los tramos arcillosos, que dan los valores máximos.

Con los datos de la columna litológica obtenida a partir de las muestras representativas de cada metro perforado y con los registros geofísicos se está en condiciones de diseñar de manera adecuada los tramos de tubería ciega y los de tubería filtrante, siempre sin perder de vista – en el caso de los sondeos que captarán agua de mar- que el mayor esfuerzo de precisión hay que hacerlo bajo la franja de mezcla.

En los sondeos perforados a rotación con circulación normal o inversa se facilita la conexión de los electrodos con la formación al existir fluido de

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perforación rellenando el hueco; las características fisicoquímicas de los lodos tienen que ser tenidas en cuenta al momento de interpretar los registros (Chapellier, 1987; Hilliard et al., 1997). Por último, podemos señalar que a veces es conveniente simultanear más de una técnica al momento de perforar en un área determinada, en función de la problemática local. Por ejemplo, podría ser conveniente hacer el emboquille a percusión y continuar a rotación con circulación inversa. Otras veces es el mismo equipo el que puede utilizarse con una técnica u otra; en este sentido, es frecuente que las máquinas de rotopercusión puedan trabajar a rotación con circulación inversa.

TERMINACIÓN

Entubación y filtros

En el caso que nos ocupa hay que ser especialmente cuidadoso con el material que compone la tubería y los filtros, ya que se trata de aguas con gran fuerza iónica y notable poder de corrosión. Las tuberías metálicas convencionales son rápidamente corroídas, con el consiguiente perjuicio y disminución de la vida útil de la obra. Incluso entubaciones de acero inoxidable pueden quedar fuera del dominio de inmunidad a la corrosión. La protección catódica puede garantizar una mayor duración, aunque las zonas de soldadura siguen siendo frágiles. Las tuberías metálicas, si tienen el espesor adecuado, son las de mayor resistencia mecánica.

Las tuberías plásticas especiales, de las que existen en el mercado diferentes marcas específicas para sondeos de captación de aguas, serían las más resistentes a la corrosión, aunque tendrían menor resistencia mecánica. Hoy en día existe una tecnología que ha puesto a punto material plástico de gran resistencia, aunque para ello tienen que tener un grosor elevado (19 mm para tubería de 450 mm de diámetro exterior). Las tuberías plásticas pueden aumentar su fragilidad con motivo de las cementaciones en el espacio anular tubería-pared del sondeo; la liberación de calor que produce el fraguado del cemento sería la causa principal.

Los tramos de tubería filtrante y el tamaño de abertura tienen que serdecididos a partir de los datos obtenidos de las muestras del ripio de perforación y de la testificación. Como ya indicamos, la testificación de rayos gamma suele ser la que mayor información y más fácil interpretación admite. El tamaño de abertura debe permitir fijar adecuadamente el empaque de gravas y los materiales de la formación captada, aunque no debe impedir que durante la limpieza y desarrollo se pueda eliminar la fracción de pequeño tamaño, con el fin de dejar un empaque bien clasificado.

Teóricamente todo ello se puede deducir y cuantificar mediante la realización de granulometrías representativas de los diferentes tramos. No obstante, hay que recordar que no es sencillo obtener muestras totalmente representativas en cualquiera de los métodos de perforación susceptible de ser empleado. Es por ello que frecuentemente se acude a un tamaño único en aras a la rapidez; en efecto, el procedimiento más ortodoxo requiere la realización de granulometrías y, una vez analizados los resultados, pedir la tubería

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adecuada, lo cual necesita varios días –semanas a veces- con la distorsión consiguiente.

La experiencia demuestra que, en el caso de tubería roscada, los tramos que se tengan que pedir por adelantado sean mayoritariamente de 1 metro de longitud, que es el tamaño mínimo que se suele servir. Los tramos mayores pueden obligar a colocar tramos filtrantes frente a materiales de granulometría inadecuada. Lógicamente, el tramo superficial correspondiente al agua dulce y a la franja de mezcla admite longitudes máximas (seis metros, normalmente).

Cementado

Grava seleccionada

A s e n t a m i e n t o p o r reajuste de partículas

Tramo inestable

Figura 2.- Esquematización del riesgo de colapso tras el reajuste del engravillado.

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Empaque de gravas

Cuando se capta una formación acuífera constituida por materiales sueltos, es imprescindible prever la colocación de un macizo filtrante artificial de gravas, para cuya selección existen diversos métodos, como es bien sabido (Custodio y Llamas, 1976; Driscoll, 1986; Hilliard, 1997). La naturaleza silícea de los cantos es deseable en todos los casos, debido a su mayor resistencia a la corrosión. Los resultados de los cálculos que proponen los métodos aludidos pueden ser tales que exijan la colocación de filtros de granulometría muy variable en la vertical. Desde el punto de vista operativo todo ello puede ser muy poco práctico, tanto por la necesidad de disponer en el momento adecuado de toda una gama de tamaños de grano para su mezcla óptima, como por el hecho de que el proceso de colocación y las actividades posteriores de limpieza y desarrollo acaban modificando la disposición teórica decidida. Es por ello que frecuentemente se decide un tamaño medio óptimo, de acuerdo con el conocimiento adquirido sobre el área que se pide al suministrador con la antelación suficiente, de manera a estar disponible sin que se produzcan retrasos en el avance de las actividades.

Una vez instalado el empaque con la técnica adecuada es recomendable prever un sistema que permita añadir más grava silícea seleccionada, ya que durante el proceso de limpieza y desarrollo siempre se producen asentamientos y reestructuraciones de los granos que suelen dejar un espacio anular libre que corre el riesgo de desprenderse, con el consiguiente peligro de destrucción de la tubería (figura 2). Esto es tanto más necesario cuanto que la franja superficial va parcialmente cementada.

Cuando la técnica de perforación empleada es la rotación con circulación inversa, durante la colocación del macizo filtrante suele permanecer lodo en el sondeo; este lodo queda parcialmente entrampado en el filtro y tiene que ser eliminado posteriormente. Dicho lodo puede colmatar el sistema de añadido de grava silícea.

Cementación y aislamiento de niveles

Cuando se trata de captar el agua salada bajo la franja de mezcla, lo más apropiado es aislar el tramo superficial de agua dulce mediante cementacióny/o colocación de un material aislante en el espacio anular pared del sondeo-tubería. El aislamiento es deseable que se prolongue algunos metros dentro de la franja de agua salada, en previsión de eventuales cambios en la geometría de los contactos con el avance de la explotación.

Existen productos comerciales que cumplen el mismo objetivo que el cemento y que tienen la ventaja de no provocar cambios físicos, como por ejemplo el que lleva aparejado el fraguado del cemento. Precisamente es la posibilidad de que se modifiquen los potenciales con motivo de la explotación el que hace muy recomendable la instalación de una adecuada red de observación y seguimiento de una serie de parámetros representativos de los procesos que se pueden producir.

A lo largo del litoral mediterráneo se han descrito muchos acuíferos

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multicapa generados por las intercalaciones confinantes o semiconfinantes depositadas en distintos momentos de la historia geológica del área y relacionados con variaciones en las situaciones relativas del mar y del continente y con la variación de la naturaleza de los aportes terrígenos. Esta capas confinantes no suelen ser de espesor continuo sino que se suelen acuñar lateralmente, probablemente uno de los ejemplos mejor conocidos y más paradigmático sea el del Delta del Llobregat. Puede suceder que los tramos más profundos sean los de mayor carga hidráulica, con lo que al aumentar la profundidad el pie de la interfase se encuentra cada vez más cercano al mar o incluso dentro del mar. La captación de agua de mar en el continente, en estos casos, puede ser muy compleja y las cementaciones a realizar en tales situaciones requieren una detenida reflexión. En consecuencia, no existe una única receta que permita disponer de un solo diseño de explotación posible con las cementaciones correspondientes para aislar niveles acuíferos y/o semiconfinantes, sino que cada caso tiene que ser objeto de un detenido estudio.

CONTROL Y SEGUIMIENTO

Cuando se trata de captar grandes volúmenes de agua de mar en un acuífero costero, es muy conveniente disponer de un dispositivo de control y seguimiento de los parámetros de la formación acuífera, por la propia seguridad del esquema de aprovechamiento, así como para poder determinar y anticipar eventuales problemas que podrían afectar a terceros. En efecto, la extracción de elevados caudales de agua en el borde del mar puede crear recelos entre los usuarios del acuífero, que pueden ver en la acción una lesión de sus intereses si no se les garantiza que el agua procede en su totalidad del mar, y que el funcionamiento del esquema de explotación no tiene por qué afectar a las captaciones existentes.

El sistema de auscultación y control tendrá que ser tanto más sofisticado cuanto mayor sea la complejidad hidrogeológica del área. Pensemos que losdepósitos costeros presentan frecuentemente una notable heterogeneidad, debido a que nos encontramos en los límites de distintos ambientes sedimentarios (continental –aluvial, llanura de inundación, dunas litorales,...- litoral, marino, etc) cuya influencia relativa ha variado normalmente en el tiempo y en el espacio. Todo ello añade complejidad a la geometría de los diferentes cuerpos sedimentarios, que puede ser muy variable en distancias muy cortas.

Sirva como ejemplo el caso de las captaciones realizadas en el delta del Andarax, en donde en sondeos separados 50 m de distancia, uno puede arrojar100 litros por segundo con apenas 10 metros de depresión y el otro no alcanzar 40 L/s con 50 metros de descenso. Y no es una cuestión de terminación de la obra, ya que ambas fueron realizadas siguiendo escrupulosamente el mismo método (figura 1). Existen cuerpos lutíticos de geometría muy irregular que impiden una buena conexión entre el acuífero y el mar y que provocan la disminución de los rendimientos entre captaciones muy cercanas.

El diseño de una red de control y seguimiento tiene que tener en cuenta el modelo conceptual del sistema en el área captada y adaptarse a sus

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singularidades. Si partimos del esquema más sencillo, es decir un acuífero asimilable a un medio sensiblemente homogéneo, hay que tener en cuenta que en la vertical tendremos agua dulce que flota sobre el agua de mar, una franja de transición de espesor variable entre ambas. La hidrodinámica de las tres franjas puede ser diferente, de ahí el interés de colocar sensores en las tres franjas, previa individualización.

Existen muchos esquemas posibles de colocación de los sensores en lostres niveles, aunque posiblemente el esquema más sencillo sea el de piezómetros puntuales bien individualizados, es decir ranurados justo a la profundidad a la que se quieren hacer las observaciones y aislando hidráulicamente el resto. Cabe la opción de colocar todo el esquema dentro de un único sondeo de gran diámetro, en cuyo interior irían los tres piezómetros. La realización práctica de este esquema plantea una serie de problemas al momento de garantizar la ausencia de influencias mutuas que hacen poco recomendable esta alternativa; más sencilla y práctica es la alternativa de enjambres o cluster de piezómetros (figura 3). Es recomendable colocar un sensor para potenciales y otros para conductividad y, si se quiere, temperatura del agua; si el registro se hace en tiempo real se dispondrá de una información privilegiada sobre la respuesta del sistema a las extracciones y las demás afecciones externas (retorno de regadíos, infiltración de la lluvia, alimentación desde ríos, etc).

Figura 3.- Dos modalidades de piezómetros múltiples; A: enjambre independiente. B: enjambre en un sondeo inicial común.

En el caso del Bajo Andarax se optó por enjambres de tres sondeos con registros puntuales y ello en tres puntos diferentes, a distancias crecientes

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desde el mar, con el fin de tener una buena definición del comportamiento de los parámetros a lo largo de una línea teórica de flujo (Gisbert et al., 2001).

Cuando se dispone de los enjambres de piezómetros instalados, no suele quedar espacio anular suficiente como para permitir la toma de muestras sin poner en peligro el cableado que hay colocado en cada tubo piezométrico. Por ello es muy recomendable disponer de un piezómetro ranurado en toda su columna acuífera sin ningún sensor en su interior. Dicho piezómetro tiene que situarse a una distancia adecuada de los piezómetros puntuales ya que puede perturbar el entorno natural, especialmente si existen componentes verticales del flujo, ya que puede permitir intercambio hídrico entre las franjas que se pretende mantener en su estado natural. Una función importantísima de este piezómetro completo que complementa el enjambre de control es la posibilidad de hacer registros verticales de conductividad y temperatura, que son muy resolutivos al momento de ubicar las diferentes franjas.

CONSIDERACIONES FINALES

La perforación de sondeos para captar aguas saladas o salobres presenta una serie de singularidades con respecto a los sondeos más “convencionales”, derivados del hecho de estar en un medio más “hostil” en lo que se refiere a agresividad y poder corrosivo. Ello obliga a tomar una serie de medidas con el fin de evitar problemas posteriores. Una vez decidido el lugar de ubicación de las captaciones, para lo cual los métodos geofísicos convencionales no suelen aportar mucha información fiable bajo la interfase, hay que decidir el sistema de perforación. En un medio de porosidad intergranular de composición granulométrica heterogénea, la perforación a rotación con circulación inversa puede dar resultados muy satisfactorios, aunque pueda ser conveniente apoyarse en percusión en los primeros metros.

Si hay que utilizar lodos de perforación, por necesidades constructivas, conviene tener en cuenta que los lodos bentoníticos pueden dar problemas de mezcla. Hay que disponer de lodos capaces de mezclarse correctamente en aguas salobres y salinas.

La experiencia pone de manifiesto que la selección de los tramos de tubería filtrante debe hacerse del estudio detenido de la columna del sondeo establecida a partir del detritus de perforación y de los registros geofísicos, siendo uno de los más sensibles bajo la interfase el registro de rayos gamma. Se han llegado a medir desajustes de más de 4 metros en profundidades comprendidas entre 40 y 100 metros.

La tubería tiene que ser especialmente preparada para soportar la elevada agresividad del agua. Incluso tuberías de acero inoxidable no ofrecen garantías totales frente a la corrosión, aunque la protección catódica puede disminuir el riesgo. Las tuberías plásticas especiales pueden dar los mejores resultados, aunque su resistencia mecánica es sensiblemente menor que las metálicas.

En los medios detríticos es imprescindible el diseño de un adecuado empaque de grava silícea y llevar a cabo correctas operaciones de limpieza y desarrollo con el fin de eliminar los lodos y movilizar la fracción fina. La limpieza

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con aire comprimido puede ser muy adecuada, ya que otros métodos más violentos podrían dañar la entubación (pistoneo, por ejemplo). El desarrollo se complementa bien con bombeos de limpieza por escalones de caudal creciente, que suelen dar mejor resultado que los de caudal máximo y arranques y paradas bruscas.

Es muy deseable programar un adecuado sistema de control y seguimiento de la explotación, especialmente si se quiere conocer el comportamiento del sistema, en acuíferos con usuarios con unos derechos adquiridos. Los controles deben tener en cuenta tanto los niveles del agua dulce, como el agua salada y la franja de transición. El esquema se puede complementar con registros en continuo de la conductividad eléctrica del agua, al ser el parámetro que más fácilmente identifica los procesos de mezcla agua dulce-agua salada. Todo ello se puede conseguir mediante la realización de enjambres de piezómetros.

A título de consideración final, conviene resaltar que la desalación de agua de mar para el abastecimiento urbano permite un uso posterior del agua residual urbana, previa depuración, ya que el contenido salino del efluente puede ser muy bajo. De esta manera, al tiempo que se resuelve el problema del abastecimiento urbano, se contribuye a aumentar los recursos disponibles para uso agrícola, lo cual es de gran importancia en las regiones de escasez de recursos hídricos.

REFERENCIAS

Benítez, A. (1963). Captación de aguas subterráneas. Edt. Dossat, Madrid.

Cámara, A. (1987). Fluidos de perforación. Notas Master en Tecnología Hidrogeológica, 43 p. ITGE (inéditas)

Carrasco, A. y Martín, G. (1988). Hidrogeologia de los acuíferos del Valle del Andarax (Almería). TIAC'88. II: 37-67

Chapellier, D. (1987). Diagraphies appliquées à l’Hydrologie. Edt. Tecdoc, 165 p. París.

Custodio, E. y Llamas, M.R. edts. (1976) Hidrología Subteránea. Edit. Omega. Barcelona.

Davis, S.N. y De Wiest. (1971). Hidrogeología. Ed. Ariel, 563 p. Barcelona. Detay, M. (1997). Water Wells. Ed. Masson, 379 p. París. Driscoll, F.G. (1986) Ground water and wells. Johnson Div. Saint Paul,

MinnesotaGinés, J. (2000). El karst litoral en el Levante de Mallorca: aproximación al

conocimiento de su morfogénesis y cronología. Tesis Doctoral Univ. de Baleares. 595 p

Gisbert, J. Et al. (2001). Sistema de observación y control del contacto agua dulce-agua salada en la desaladora de agua de mar de Almería. En estas Jornadas.

Hilliard, V. (1997). Drilling. Australian Drilling Industry Training Committee Limited. Lewis Publ., 615 p. Boca Ratón.

167

Himi, M. (2000) Delimitación de la intrusión marina en los acuíferos costeros por métodos geofísicos. Tesis Doct. Univ. Barcelona. 342 p.

López Geta, J.A. et al. (1988). Aspectos metodológicos en el estudio de la intrusión marina. IGME, 230 p. Madrid.

Olmo, M. y López Geta, J.A. edts. (2000). Actualidad de las técnicas geofísicas aplicadas en Hidrogeología. ITGE-Dip. Granada.375 p. Madrid

Orellana, E. (1972). Prospección geofísica en corriente continua. Ed.Paraninfo, 523 p. Madrid

Plote, H. (1985). Sondage de reconnaissance hydrogéologique. Téthode du marteau fond-de-trou. Edt. BRGM, serie Manuels et méthodes, nº 12, 150 p. Orleans.

Pulido Bosch, A. y Cañadas, P. (1983). Estudio de acuíferos costeros mediante prospección geofísica eléctrica. Hidrogeol y Rec. Hidrául. , IX:363-374. Madrid.

Pulido Bosch, A., Sánchez Martos, F., Martínez-Vidal, J.L. y Navarrete, F. 1992. Groundwater problems in a semiarid area (Low Andarax River, Almeria, Spain). Environ. Geol. Water Sci., 20: 195-204.

Sánchez Martos, F. 1997. Estudio hidrogeoquímico del Bajo Andarax (Almería). Tesis Doct. Universidad de Granada.

Sánchez Martos, F., Pulido Bosch, A., Calaforra, J.M. 1999. Hydrogeochemical processes in an arid region of Europe (Almeria, SE Spain). Applied Geochemistry, 14: 735-745.

Torres, M. (1996). La desalación del agua de mar y salobre en las zonasde recursos hidráulicos escasos. IV SIAGA, III: 191-214. Almería

Torres, M. (1999). La desalación de agua de mar ¿recurso hídrico alternativo?. Jornadas sobre el agua, pp: 81-96. Univ. Almería (inédito).

Zarza, E. y Rodríguez, J.A. (1996). Utilización de energías alternativas en la desalación de agua de mar. IV SIAGA, III:165-185. Almería

Zazo, C. (1999). Interglacial sea levels. Quaternary International, 55: 101-113.

168

Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 169-184, 2002, Almería

LOS SONDEOS DE ABASTECIMIENTO A LA PLANTA DESALADORA DE AGUA DE MAR DE ALMERIA

F. Sánchez Martos , A. Pulido Bosch, P. Pulido Leboeuf, A. Vallejos y J. Gisbert

Dpto. Hidrogeología y Química Analítica. Universidad de Almería

RESUMEN.- Se describen los sondeos realizados para abastecer de agua a la planta desaladora de Almería, incidiendo especialmente en los problemas planteados y en las soluciones aplicadas en cada caso. La perforación se realizó mediante rotación a circulación inversa. Los principales problemas relacionados con la perforación se produjeron en el emboquille, lo que obligó a utilizar máquinas de percusión en algunos sondeos. La dureza de algunos niveles de arenas cementadas y gravas cuarcíticas ralentizó la perforación, especialmente durante las labores de ensanche. Se utilizo atapulgita como lodo de perforación en lugar de bentonita, ya que esta última no es estable en agua salada. La aplicación de diagrafías convencionales junto con el registro litológico fue de gran utilidad para tener información de las formaciones atravesadas. La elección de materiales adecuados y de buena calidad garantizará el éxito de la instalación y retardará el envejecimiento y posible abandono del pozo por problemas de incrustaciones, corrosiones y colmataciones de sus tuberías y filtros. El desarrollo se realizó inicialmente mediante aire comprimido, utilizando la máquina de perforación y posteriormente por bombeo. Los sondeos con menores caudales específicos (< 13 l/s/m) mostraron una disminución de los descensos más importante, entre 1 y 5 metros; en los sondeos con mayores rendimientos (> 17 l/s/m) la disminución de los descensos fue menor, entre 0.5 y 3 metros.

Palabras clave: sondeos, desalación, rotación a circulación inversa atapulgita, testificación, sedimentos deltaicos, desarrollo.

INTRODUCCIÓN

Actualmente se está construyendo una planta desaladora de agua de mar en la margen izquierda del río Andarax, con capacidad suficiente para garantizar el abastecimiento a la ciudad de Almería. Para su suministro se optó por el bombeo del agua de mar por debajo de la interfase agua dulce-agua salada en la zona deltaica del acuífero detrítico del Bajo Andarax. Para ello se han realizado diecinueve sondeos que se encuentran próximos a la línea de costa, a una distancia comprendida entre 30 y 150 m (figura 1).

El acuífero detrítico del Bajo Andarax se extiende a lo largo del sector central del valle del río Andarax e incluye materiales cuaternarios-aluviales y

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deltaicos- junto a conglomerados arenoso-limosos fluvio-deltaicos pliocenos (Sánchez Martos, 1997). Los materiales acuíferos en el delta del río Andarax corresponden a formaciones deltáicas, de clara influencia marina, en continuidad lateral con los materiales aluviales. La base de estos materiales corresponde a arenas, calcarenitas y conglomerados de edad Plioceno (Aguirre, 1998).

Depósitos cuaternariosDepósitos pliocenos

AlmeríaLa

Cañada

Río

And

a ra x

+

N

MarMedit

erráneo

R.Andarax

Aula-examenD.G.T.

S-1

S-2

UAL

0 0.1 0.2 km

S-3S-5S-4

S-6

S-7S-8

S-9

S-10

S-11

S-12S-13

Desaladora

S-18

S-17

S-16S-19

S-15S-14

Figura 1.- Esquema geológico del delta del Andarax y situación de los sondeos.

En la figura 2 se muestra una síntesis de los materiales atravesados en los sondeos. Los 10 primeros metros de la columna corresponden a un suelo de escasa potencia y una alternancia de lutitas, arenas medias-finas y algo de gravas; los sondeos situados hacia el oeste atravesaron, además, unos primeros metros de material de relleno. Entre los metros 20 y 30 de profundidad se atravesó un nivel de gravas gruesas y arenas, tras el cual se encontró un tramo de lutitas cuyo espesor disminuía hacia el este. Entre los metros 35 – 80 predominan las gravas, cuyo tamaño disminuye hacia la base y aumenta la proporción de arenas medias-finas. Este nivel adelgaza en dirección NE, a medida que aumenta la distancia a la desembocadura del río Andarax. Le sigue una alternancia de lutitas y arenas que tienden a desaparecer hacia el Este y da paso a un nivel areniscas bioclásticas cementadas con gran cantidad de fósiles marinos. Por último, existe un nivel de gravas y arenas pliocenas entre los metros 90 a 100.

El objetivo esencial del presente trabajo es describir la metodología y los resultados obtenidos en la perforación, terminación y desarrollo de los sondeos diseñados para el abastecimiento a la planta desaladora de agua de mar de

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Almería, identificando los problemas planteados y comentando las soluciones adoptadas en cada caso.

Estos trabajos han sido realizados en el marco de un contrato de investigación entre la UTE Pridesa-Abengoa y la Universidad de Almería para el control de los sondeos de abastecimiento a la planta desaladora de Almería que actualmente está en construcción. Los sondeos fueron realizados por PERFIBESA. La empresa Talleres y Grúas González realizó las operaciones de desarrollo y los ensayos de bombeo. Esta trabajo se ha beneficiado de algunos aspectos parciales del proyecto HID99-0597-CO2-02, financiado por la CICYT. Nuestro agradecimiento a todos ellos.

10 m

Cuaternario

Plioceno

RellenoGravas y arenasArenas finas y lutitas conabundantes bioclastos

Gravas y arenas

Arcillas

Gravas y arenas

Gravas cuarcíticas

Alternancia de lutitas y calcarenitas

Figura 2.- Columna litológica tipo de los sondeos de abastecimiento a la planta desaladora de agua de mar de Almería.

LA PERFORACIÓN

Los pozos se dispusieron paralelamente a la línea de costa, separados unos 50 m de la costa y entre sí, al objeto de evitar grandes afecciones de unospozos sobre otros. Se decidió que el método más adecuado para perforar sondeos era el de rotación a circulación inversa, en el cual el fluido de perforación entra por el interior del varillaje y sale por el espacio anular comprendido entre las paredes del sondeo y el varillaje, arrastrando el detritus (Hilliard et al., 1997).

El sondeo tipo (figura 3) consta de un primer tramo, llamado emboquille,cuya función es proporcionar estabilidad a la máquina durante las labores de perforación. Su diámetro fue de 700 mm y su profundidad oscilo entre 9 y 14 m, según la ubicación del sondeo. Una vez cementado el emboquille, se procedió a la perforación a 450 mm. La profundidad de perforación a este diámetro osciló entre 78 y 154 m (tabla 1). Una vez decidida la entubación y la situación

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de los tramos de filtro, se ensancho el sondeo a 600 mm hasta la profundidad necesaria, comprendida entre 118 m en el sondeo 1 y 78 m en los sondeos 6, 7 y 8.

Para la perforación a rotación por circulación inversa es necesario garantizar la estabilidad del material sobre el que se dispone la maquina y de los materiales que suponen los primeros metros de la perforación, para evitar el desalojo de demasiado material de estos primeros metros y la formación de huecos o la deriva de la perforación. Para realizar el emboquille se utilizó una barrena helicoidal que, al tiempo que perfora eleva, el detritus hacia la superficie.

Nº Emboquille Perforación 450 mm

Ensanche600 mm

1 14 154 1182 14 115 1153 13 106 1024 11 105 1055 9 102 1026 13 78 787 13 78 788 12 78 789 12 83 83

10 13 82 8211 12 82 8212 12 86 8613 12 84 8314 12 87 8415 12 144 8416 12 96 8417 11 90 8418 12 96 8919 11 87 83

Tabla 1.- Características constructivas de los 19 sondeos de abastecimiento a la planta desaladora de agua de mar de Almería. Profundidad en metros.

Una vez terminada la perforación del emboquille, la tubería metálica se cemento, quedando solidaria con la pared de la perforación y facilitando la progresión de la perforación a rotación. Los problemas durante la perforación del emboquille fueron debidos a la situación de algunos sondeos sobre desechos inertes sueltos, procedentes de las obras de alrededor que contenían bloques de tamaño métrico o superior, y que dificultaron notablemente la progresión de la perforación. Al tratarse de materiales sueltos, las paredes del sondeo se derrumbaban con facilidad y podían producirse asentamientosdiferenciales en el entorno de la máquina de perforación.

Por todo ello, en algunos sondeos se utilizó una máquina de percusión para realizar el emboquille. Otro problema añadido encontrado en las áreas con

172

materiales de relleno (sondeos 1 a 3) fue el relacionado con la balsa de lodos. Debido a la gran heterogeneidad del medio y al peso de la balsa, se produjeron asentamientos diferenciales que ponían en peligro la estabilidad de todo el entorno.

La elevada salinidad del agua obligó a utilizar atapulgita en lugar de bentonita para la obtención del lodo de perforación. La bentonita no se dispersaba en el agua y formaba una fase separada, mientras que la atapulgita no flocula y mantiene la tixotropía necesaria (Detay, 1997). Las arenas finas presentes en los materiales perforados originaron algunos problemas debido a que son fácilmente erosionables, lo que puede provocar el derrumbe de las paredes del sondeo. Este problema se solucionó mediante la adición de serrín como colmatante, con unos resultados plenamente satisfactorios. Otra formación problemática al momento de perforar fue el nivel de gravas cuarcíticas de la base del cuaternario, debido a su gran dureza y elevada permeabilidad, características poco apropiadas para esta técnica de perforación.

Emboquille

Ensanche a 600 mm,89 m

Perforación a 450 mm,96 m

12 m

Figura 3.- Características del sondeo tipo. Las profundidades indicadas son las profundidades medias.

Los mayores problemas fueron los derivados de las labores de ensanche de la perforación a 600 mm, ya que el detritus tiende a rellenar la perforación ya existente en lugar de ascender por el espacio anular. De este modo, los cantos más grandes y más duros tienden a acumularse en el fondo de la perforación, girando solidariamente con las piñas del tricono y sin ser desalojados, lo que hizo que la perforación fuese lenta y que se produjeran problemas de circulación del fluido, al obturarse la entrada del aire comprimido.

173

En estos casos, fue necesario sacar a la superficie todo el varillaje para quitar los tapones. Si esta tarea no se realizaba con suficiente celeridad, las paredes del sondeo podían derrumbarse y atrapar la sarta de perforación. Para desalojar ese material y sacar el varillaje atrapado fue necesario el uso de los instrumentos adecuados, construidos in situ por los sondistas.

TERMINACIÓN DE LOS SONDEOS

El rendimiento de un pozo es función de los parámetros hidrológicos del acuífero (permeabilidad, espesor, coeficiente de almacenamiento, y límites del acuífero, como más importantes) y de las características constructivas , incluyendo su adecuada terminación del pozo (radio, tipo, dimensiones y situación de la rejilla, distancia entre la rejilla y la bomba). Por lo tanto, entre las operaciones fundamentales de final de obra están la definición de la adecuada columna de entubación –diámetro, espesor, naturaleza de la tubería-, características y ubicación de filtros, naturaleza y granulometría del empaque de gravas y la correcta colocación de los citados elementos, de modo que se consiga la máxima eficiencia al menor costo. Las testificaciones geofísicas, las granulometrías, la determinación precisa de la litología son herramientas imprescindibles para definir las características técnicas de las obras.

Testificación geofísica

Antes de proceder a la entubación de cada sondeo se realizó una detallada testificación geofísica que fue interpretada junto con la columna litológica levantada a partir de los detritus representativos de cada metro perforado. Estos datos son de gran importancia para el diseño de la captación en cuanto a entubación y zonas con tubería filtrante se refiere. Los parámetros testificados fueron potencial espontáneo, sonda monoelectródica, gamma-ray, resistividad normal corta y larga, temperatura y conductividad del agua.

En la figura 4 se muestran los resultados gráficos más relevantes obtenidos para el sondeo 2. Con todo ello se decidió entubar 104 m del sondeo, de los cuales un 27% fueron de tubería filtrante (28 metros) coincidiendo con gravas y arenas bien clasificadas, y el resto de tubería ciega (76 metros). El primer tramo ranurado se situó a los 48 m de profundidad, dado que siempre se pretendió asegurar la explotación de agua de mar y no la de la zona de interfase marina. El último tramo ranurado alcanzó los 96 m de profundidad. A partir de dicha profundidad aumentaron los niveles de lutitas y arcillas gris-azuladas, así como arenas finas y medias.

Como dato interesante y sorprendente a la vez, se han llegado a medir divergencias entre el detritus obtenido por el sondeo a una profundidad determinada y el resultado de las diagrafías de más de 5 metros, en profundidades comprendidas entre 40 y 90 m. Este hecho tiene gran importancia práctica ya que, si se diseña la disposición de los filtros exclusivamente a partir de la columna litológica establecida mediante el detritus de perforación, se pueden cometer graves errores que afectarían al

174

rendimiento de la obra, la calidad del agua bombeada y a la vida media de los equipos de bombeo y de la propia obra, como consecuencia de los arrastres de limos y arenas finas.

65

70

75

50

55

60

35

40

45

20

25

30

10

15

GammaCPS

PSmV

R64ohm.m

R32ohm.m

R8ohm.m

Cementación

Grava

48m C

6m F

2m C

4m F

2m C

6m F

10m C

110

115

120

95

100

105

80

85

90

4m F

8m C

8m F

6m C

Prof.(m)

Fin deEntubación

GammaCPS

PSmV

R64ohm.m

R32ohm.m

R16ohm.m

R8ohm.m

0 8

0 8

0 8

0 80 80

30 820

GammaCPS

PSmV

R64ohm.m

R32ohm.m

R8ohm.m

GammaCPS

PSmV

R64ohm.m

R32ohm.m

R16ohm.m

R8ohm.m

0 8

0 8

0 8

0 8

0 80

30 820

Figura 4.- Registro de potencial espontáneo, resistividad y gamma en el sondeo 2. Se indican los tramos de tubería ciega y filtrante, a partir de la interpretación de los diferentes registros.

175

Entubación y filtros

Tras analizar cuidadosamente los diferentes registros obtenidos de la testificación se procedió a definir la columna de entubación. La tubería empleada -ranurada y ciega- ha sido una plástica especialmente resistente. Las cualidades inherentes de este material en cuanto a resistencia, así para soportar cargas mecánicas e inalterabilidad a los agentes químicos, ofrecen una larga duración en casi todas las condiciones geológicas e hidrogeológicas. Esta tubería es resistente al agua marina, sales, ácidos diluidos, lixiviados…La entubación de toda la columna se hizo con el mismo diámetro, 450 mm; para este diámetro, el grosor de la tubería es de 19 mm. Los diferentes tramos tanto de tubería ciega como de filtro van unidos unos a otros mediante enrosque, por lo que éstos están perfectamente alineados y enfrentados entre sí. La longitud total de entubación osciló entre 116 y 65 m (tabla 2), siendo los últimos metros de la entubación ciegos. Todos los sondeos se terminaron con un cierre (tapón de madera) que tiene como función impedir el eventual acceso de materiales detríticos al interior de la entubación.

Nº PROFUNDIDAD EMBOQUILLE ENTUBACIÓN RANURADOCEMENTADO DISTANCIAAL MAR

123456789

10111213141516171819

15411510610510278787883828286848711496909687

1414131191313121213121212121212111211

116104100991006565727576768080817979768579

20282427242018211822201922192119211921

51474238403333313736404042404038353639

150150150100736460605251515250505050504050

Tabla 2.- Características generales de los sondeos realizados.

Distancia al mar y profundidades en metros

Para seleccionar el tamaño de ranura nos basamos en el análisis granulométrico de muestras representativas de la columna litoestratigráfica. De acuerdo con esto, la ranura de la tubería fue de 1 mm de abertura. Para comprobar la selección adecuada de la tubería filtrante se calculó la velocidad de admisión dividiendo el caudal previsto del pozo por la cantidad total de área abierta de la rejilla. Se intento conseguir una velocidad inferior a 3 cm/s, ya que experiencias en laboratorio y en campo demuestran que velocidades

176

superiores pueden provocar incrustaciones en el filtro –en aguas con un contenido mineral relativamente alto- disminuir el caudal y aumentar las pérdidas por fricción del pozo. La velocidad calculada de entrada del agua en los sondeos osciló entre 2.2 y 4 cm/s, para un caudal de 100 l/s, de acuerdo con los tramos ranurados en cada caso y teniendo éstos un 10% de rejilla abierta efectiva, suponiendo que toda la rejilla permanece expedita, lo cual es improbable. Se colocaron entre un 20-31% de tubería filtrante, en tramos de metros pares e impares, ya que la longitud mínima del tramo de filtro era de 1 m. Estos tramos de tubería con filtro coincidían con gravas y arenas bien clasificadas. El primer tramo ranurado se situó entre los 35 y 53 m de profundidad, dado que teníamos que asegurar la explotación de agua de mar y no la de la zona de interfase marina.

El emboquille de los sondeos fue mantenido por una tubería ciega de acero de 700 mm de diámetro. Esta tubería fue posteriormente cementada en cada sondeo, quedando unida a la pared de la perforación. La profundidad del emboquille varió entre 9 y 14 metros (tabla 2).

Empaque de grava artificial

El empaque de grava es un procedimiento que consiste en colocar grava seleccionada entre la tubería filtrante y el acuífero. El empaque de grava se justifica para estabilizar las arenas del acuífero con gran porcentaje de finos y evitar el bombeo de arena. Asimismo ante la dificultad de determinar con precisión el emplazamiento y espesor de los tramos más permeables, la longitud del tramo ranurado puede verse aumentada. Durante la operación de engravillado, se prestó atención a que no se produjeran paradas, a que la grava se introdujera lenta y regularmente, y a que no entraran en el sondeo cuerpos extraños.

Todos los sondeos llevan incorporados un empaque de grava silícea seleccionada –limpia, bien rodada, lisa y uniforme- a lo largo de todo el tramo productivo. Dado que sería extremadamente complejo establecer distintas granulometrías para el empaque, y con el fin de obviar eventuales problemas de arrastre de elementos finos, se optó por un empaque de granulometría estándar, constituido por 50% de 2 mm de diámetro y 50% de 4 mm de diámetro. El tamaño de la grava era compatible con el tamaño de grano de los materiales atravesados y con la apertura de ranura de los tramos filtrantes (1 mm).

Cementación

Una vez realizadas las operaciones anteriores se procedió a cementar el espacio anular comprendido entre la tubería y la pared del sondeo. Para unir la tubería ciega del revestimiento del pozo con la pared del taladro se rellenó el espacio anular con cemento de fraguado rápido. El tramo de acuífero superior con agua dulce y salobre ha de quedar perfectamente aislado; para ello se utilizaron 700 kg de arcillas expansivas (Compactonit) sellando un par de

177

metros por encima del primer tramo ranurado hacia arriba –unos seis a diez metros-, y se cementó el resto del sondeo hasta la superficie. Con la cementación de la zona de mezcla teníamos la seguridad de captar en todo momento únicamente agua salada. En esta operación hubo que comprobar que se alcanzaba la profundidad fijada y que se dejaba suficiente tiempo de fraguado. Posteriormente se instaló una tapa en la boca del pozo con el objeto de evitar accidentes e impedir que cayeran cuerpos extraños en su interior.

700 mm0

Suelo arcilloso

Emboquille: 9-14 m Lutitas

ArenasTubería ciega

Gravas

CEMENTADO28 - 41 m

COMPACTONIT8 - 10 m

18 a 28 mde Tramo Ranurado

(1 mm abertura)

ENTUBACIÓN65 - 116 m

TAPÓN

PROFUNDIDAD66 - 154 m

440 mm

Figura 5.- Sondeo-tipo que sintetiza las características de los sondeos realizados en el delta del río Andarax.

En la figura 5 se muestra un sondeo-tipo donde se sintetizan las características de los diecinueve sondeos construidos para el abastecimiento a la planta desaladora de Almería. Junto a una columna litológica aproximada podemos ver la profundidad de la perforación, características de la entubación (tramos con rejilla y ciegos) y la cementación.

EL DESARROLLO

Bajo el término desarrollo de pozos se incluyen las operaciones para extraer los restos de lodos y detritus de la perforación y estabilizar la arena en

178

la formación acuífera, al objeto de obtener el mayor caudal específico posible. El desarrollo es un procedimiento fundamental para la ejecución de pozos en acuíferos detríticos con abundantes arenas ya que aumenta la permeabilidad de la formación acuífera en el entorno del pozo e incrementa su caudal específico, puesto que el agua se introduce en el sondeo con menor pérdida de carga. También se mejora su rendimiento, al estabilizarse las arenas en el entorno de la rejilla y el agua que suministrará el sondeo estará libre de arenas, lo que repercutirá en el mantenimiento de la bomba. Además, la obtención de una mayor porosidad puede retrasar la formación de costras alrededor de la rejilla, lo que alarga del vida del pozo. En definitiva, estas operaciones tienen notables ventajas y su coste económico se compensa posteriormente (Detay, 1997; Loaso, 1999).

Durante la perforación se obstruyen los poros de la formación acuífera en mayor o menor grado y con el desarrollo natural se pretende obtener una franja de alta permeabilidad, eliminando las partículas finas que entran a través de la rejilla y posteriormente son evacuadas mediante el bombeo. Cuando se ha instalado un relleno artificial de grava entre la rejilla y la pared del sondeo también son necesarias estas operaciones, al objeto de evacuar la fina capa de material fino intercalado entre la grava y la formación acuífera (Johnson, 1975).

El éxito de la operación de desarrollo depende notablemente de la destreza de los operarios, de la construcción del pozo y de la selección del método adecuado. Los diferente métodos tratan de alcanzar que el agua circule rápidamente, preferentemente con cambios bruscos de sentido, para destruir los posibles puentes de arena. Los métodos más usuales son el sobrebombeo y los denominados de vaivén (bombeo intermitente, pistoneo, aire comprimido); en algunos casos más específicos pueden ser muy útiles la acidificación, la fracturación hidráulica y el empleo de agentes dispersantes (Johnson, 1975; Loaso, 1999; León et al., 1999).

En la selección del método adecuado en el desarrollo de los sondeos se ha considerado la litología de los materiales del acuífero detrítico: gravas y arenas con altas proporciones de arenas finas y medias, con algunas intercalaciones limoso-arcillosas. El desarrollo se ha realizado inicialmente mediante aire comprimido, utilizando la máquina de perforación y posteriormente a través de la instalación del equipo de bombeo utilizado para el ensayo de bombeo.

Tras finalizar el engravillado del sondeo se llevó a cabo el desarrollo con aire comprimido mediante la maquina de perforación. Se comenzó con la salida del aire a mayor profundidad. En los primeros minutos el agua salió muy sucia pero aclaro al poco tiempo del comienzo de la operación. A partir de ese momento subía la varilla, para terminar de nuevo en el fondo, con el fin de arrastrar todo el posible material acumulado en la base de la entubación. La operación completa duraba unas 12 horas. Una vez finalizada esta fase se instalo un equipo de bombeo a un profundidad variable para cada sondeo, pero que oscilo entre 35 y 40 m de profundidad, dependiendo fundamentalmente de la situación de los tramos ranurados.

Se realizaron diferentes limpiezas en las que se repitieron los caudales de explotación en un orden creciente. En una primera limpieza se trabajo con diferentes caudales crecientes y distinta duración en cada caso, hasta

179

conseguir que el agua estuviera totalmente limpia. Durante esta prueba, antes de aumentar o repetir el caudal de bombeo, se deja un tiempo de reposo para que se recuperase el nivel estático. Esto provoca variaciones bruscas de presión, cambiando el sentido de flujo del agua en la formación. La entrada de agua en la formación deshace los puentes de arena y el flujo de entrada de agua en el pozo traslada el material fino al filtro y posteriormente hacia el sondeo, para extraerlo en el nuevo escalón de caudal. En una segunda limpieza se aplicaron caudales decrecientes, con paradas del bombeo. Todas estas operaciones duraron 24 horas, repitiendo en algunos casos los caudales hasta tres veces.

Resultados

El número de datos obtenido en el desarrollo de los sondeos es elevado, como consecuencia de los sondeos ejecutados (19) y del amplio tiempo dedicado al desarrollo de cada uno de ellos. La representación de los resultados se ha efectuado mediante gráficos caudal – descenso (figuras 6 y 7) donde se muestran los descensos de cada pozo para cada uno de los caudales bombeados, considerando también los datos obtenidos en el ensayo de bombeo escalonado. De este modo puede verse la reducción en el descenso alcanzado para un mismo caudal de bombeo tras el desarrollo, alcanzando los niveles más elevados en el ensayo de bombeo escalonado.

0123456789

10

0 50 100 150Q (l/s)

Des

cens

o (m

)

Desarrollo 1 Desarrollo 2 Desarrollo 3 B. escalonado

Figura 6.- Relación caudal – descenso en el sondeo 4, correspondiente al desarrollo y al bombeo escalonado.

Los resultados han sido muy variados, desde el caso de algunos sondeos en los que las operaciones de desarrollo no fueron efectivas, hasta otros en los que se produjeron disminuciones de los descensos de 4 a 5 metros para caudales de 100 a 130 l/s. Para ordenar esta información hemos distribuido los 19 sondeos en tres grupos, que presentan una respuesta diferente a las operaciones de desarrollo (tablas 3, 4 y 5 ). También hemos han seleccionado

180

unos gráficos caudal–descenso, a modo de ejemplo, que representan las características de cada grupo.

02468

101214161820

0 50 100 150Q (l/s)

Des

cens

o (m

)

Desarrollo 1 Desarrollo 2 Desarrollo 3 B. escalonado

Figura 7.- Relación caudal – descenso en el sondeo 7, correspondiente al desarrollo y al bombeo escalonado.

En la tabla 3 se indican los sondeos en los que el desarrollo no ha sido efectivo. En estos sondeos no fue posible aumentar el caudal por encima de 50 l/s, dado que el nivel descendía rápidamente hasta alcanzar el nivel de aspiración (30 m), si bien el sondeo bombeaba agua limpia, prácticamente sin partículas finas. Es difícil valorar las razones este resultado tan deficiente, aunque la proximidad de los sondeos afectados (el 3 y el 16 están separados apenas 50 m, al igual que el 13 y 14) induce a pensar en la influencia de las características locales del acuífero. No obstante también pensamos que pueden jugar algún papel otros factores técnicos de la terminación de la obra que acentúen las pérdidas de carga en el sondeo.

N P E F E Cº rof. (m) ntubación (m) iltro (m) ficiencia (%) audal específico

3 106 100 24 58% (60 l/s) 37 l/s – 3.36

13 84 80 22 ****% (40 l/s) 50 l/s – 1.94

14 87 81 19 ****% (40 l/s) 50 l/s – 1.81

16 96 79 19 *** ***

Tabla 3.- Características de los sondeos cuyo desarrollo no ha sido eficaz. El caudal específico corresponde a cada uno de los caudales indicados.

Los sondeos con mayores rendimientos (tabla 4) alcanzaron los caudalesespecíficos más elevados; en el ensayo de bombeo escalonado (100 l/s) superaron los 20 l/s/m e incluso el sondeo 4 alcanzo 48 l/s/m. En la figura 6 se observan los datos correspondientes al pozo 4 en los tres desarrollos efectuados, con aumentos muy pequeños de caudal y repitiéndolo en algunos

181

casos, hasta tres veces. También se representa el ensayo de bombeo escalonado que se realizó después de efectuar el desarrollo durante 24 horas. La distribución de puntos muestra la disminución paulatina de los descensos a medida que transcurren los tres desarrollos completos, alcanzando los menores descensos en el ensayo de bombeo escalonado. Estos sondeos tienen la menor disminución de los descensos (tabla 4) de todos los pozos desarrollados, si comparamos los caudales de 60 y 100 l/s durante la primera limpieza y el ensayo de bombeo escalonado. Esta menor disminución en los descensos es lógica, ya que los caudales de estos pozos son los más elevados y los niveles son los más cercanos a la superficie, oscilando entre 2 y 10 de profundidad.

N P(

E(

F( (

Ce

(*dº rof.

m)ntubación

m)iltrom)

Eficiencia%)

audal specífico

l/s/m)Disminución de

escensos (m)

4 105 99 27 76% (115 l/s) 22.5 0.5 – 1.5 6 78 65 20 63% (125 l/s) 20.5 (122 l/s) 0.5 – 2 8 78 72 21 67% (140 l/s) 48.8 0.2 – 1 10 82 76 22 44% (147 l/s) 28.4 0.4 – 0.6

11 82 76 20 64% (130 l/s) 17.7 (120 l/s) 2 –0.5 17 90 79 21 46 % (100 l/s) 26.11 3 – 0.5 1 9 8 1 2 2 19 8 7 1 5 1 18 6 5 9 9 % (130 l/s) 3.9 – 3

3 5 8 9% (130 l/s) 6.9 .5 – 4

*Los dos datos de disminución de los descensos corresponden a caudales de 60 y 100 l/s respectivamente.

Tabla 4.- Características de los sondeos que presentan mayores rendimientos. El caudal específico corresponde al obtenido en el bombeo escalonado para un caudal de 100 l/s; cuando el caudal es diferente se ha puesto entre paréntesis.

En el grupo de sondeos con menor rendimiento (tabla 5) los caudales específicos, para un caudal de 100 l/s, oscilaron entre 13 y 7.5 l/s/m. La curva caudal – descenso que corresponde al sondeo 7 (figura 7) representa muy bien los resultados para este grupo de puntos. Dado que tienen los caudales específicos más bajos, el descenso de nivel para los caudales semejantes a los comentados en el grupo anterior son más elevados; y se alcanzan valores cercanos a 20 m de profundidad. La disminución de estos descensos a lo largo de los diferentes desarrollos es mayor que en el caso anterior, puesto que los niveles están más bajos. Asi pues, el desarrollo en este grupo de sondeos puede considerarse más efectivo ya que, en algunos puntos, para caudales de 120 l/s se ha producido una disminución del descenso de casi 6 m (tabla 5).

La distribución espacial de los tres grupos es muy heterogénea aunque la zona comprendida entre los sondeos 8 y 10 puede considerarse la más productiva y donde los rendimientos son más elevadas, por encima de 17 l/s/m. En este área el desarrollo de los sondeos ha sido menos efectivo, como consecuencia de los buenos rendimientos que tenían inicialmente. Los otros dos grupos que se han diferenciado se encuentran más dispersos, lo que induce a pensar en la influencia de la heterogeneidad de los materiales

182

acuíferos. Nos encontramos en un medio fluvio – deltáico que presenta cambios de facies graduales y muy frecuentes. Estos cambios provocan variaciones en la proporción de arenas finas y limos, que son las partículas que se movilizan fundamentalmente durante las operaciones de desarrollo.

N P( (

E(

C(

*dº rof.

m)Entubación

(m)Filtro

m)ficiencia

%) audal específico

l/s/m)

Disminución e descensos

(m) 1 154 116 20 74% (100 l/s) 11.8 (110l/s);13.5

(90l/s)1 – 5

2 115 104 28 68% (100 l/s) 10.9 0.5 – 2

5 102 100 24 40% (80 l/s) 13.6 (90l/s) 2 – 3

7 78 65 18 55% (120 l/s) 13.5 0.2 – 2

12 86 80 19 68% (128 l/s) 13.1 2.5 – 2

15 144 79 21 64% (102 l/s) 9.3 3 – 4

19 87 79 21 75 % (100 l/s) 7.54 6 - 1

Tabla 5.- Características de los sondeos que presentan rendimientos medios. En la columna del caudal específico se ha señalado con cursiva cuando el caudal no es 100 l/s. *Los dos datos de disminución de los descensos corresponden a caudales de 60 y 100 l/s, respectivamente.

CONSIDERACIONES FINALES

En este trabajo se han expuesto los aspectos prácticos de mayor interés relacionados con la captación de agua marina en sus diferentes fases de perforación y terminación de los sondeos y su posterior desarrollo, al objeto de mejorar su rendimiento.

La perforación se realizó mediante rotación a circulación inversa, dadas las características de los materiales deltaicos. En la elaboración del lodo de perforación fue necesario utilizar atapulgita en lugar de bentonita, dado que esta ultima no queda en suspensión en aguas de elevada salinidad. Los principales problemas relacionados con el emboquille derivaron de la situación de algunos sondeos sobre materiales procedentes de derribos de construcción. La dureza de algunos niveles de arenas cementadas y de gravas cuarcíticas ralentizó la perforación e incluso provocó la rotura de la herramienta de corte, especialmente durante las labores de ensanche. La profundidad media de perforación fue de 96 m, con un máximo de 154 m en el sondeo 1 y un mínimo de 78 en los sondeos 6, 7 y 8.

La aplicación de diagrafías convencionales fue de gran utilidad, junto con el registro litológico, para tener información de las formaciones atravesadas por el pozo y diseñar adecuadamente los tramos filtrantes. La elección de materiales idóneos y de buena calidad garantizará el éxito de la instalación y retardará el envejecimiento y posible abandono del pozo por problemas de incrustaciones, corrosiones y colmataciones de sus tuberías y filtros.

183

El desarrollo se ha realizado inicialmente mediante aire comprimido, utilizando la máquina de perforación. Posteriormente, y tras la instalación del equipo de bombeo, se realizó una limpieza con caudales crecientes y paradas intermedias. Los sondeos con menores caudales específicos (< 13 l/s/m) presentaron una disminución de los descensos mayor, entre 1 y 5 metros, para caudales de 60 y 110 l/s. Por el contrario en los sondeos con mayores rendimientos (> 17 l/s/m) la disminución de los descensos fue menor, entre 0.5 y 3 metros para caudales similares. Estos sondeos se encuentran concentrados en la zona central, lo que induce a pensar que la proporción de materiales finos en este sector es más reducida. En este sentido, cuatro sondeos no han podido ser desarrollados completamente, aunque el agua carecia de partículas arrastradas. Es difícil valorar las razones este desarrollo deficiente pero deben relacionarse con la influencia de las características locales del acuífero asociado a algunos factores técnicos de la obra que acentúen las pérdidas de carga en el propio sondeo.

REFERENCIAS

Aguirre, J. (1998) El Plioceno del SE de la península Ibérica (provincia de Almería). Síntesis estratigráfica, sedimentaria, bioestratigráfica y paleogeográfica. Revista de la Sociedad Geológica de España, 11 (3-4):297-315.

Carrasco, A. y Martín, G. (1988). Hidrogeología de los acuíferos del Valle del Andarax (Almería). TIAC’88, II: 37-67.

Detay, M. (1997). Water Wels, Implementation, Maintenance and Restoration, Ed. John Wiley and Sons, 379 pp. West Sussex, Inglaterra

Hilliard et al., (1997). Drilling: the manual of methods, applications and management. Lewis Publishers. 615 p.

Johnson, E. (1975). El agua subterránea y los pozos. Johnson DivisionUOP Inc. 513 p. Minesota.

León Fábregas, A., Fernández-Rubio, R., Baquero Úbeda, J.C. y Lorca Fernández, D. (2000). Controles de Obra en sondeos de captación de agua a circulación inversa. in Jornadas técnicas sobre aguas subterráneas y abastecimiento urbano (Fernández-Rubio et al, eds) ITGE – Club del Agua Subterránea, pp:71 - 86.

Loaso, C. (1999). Síntesis de la documentacion docente sobre diseño y construcción de captaciones de agua subterránea. Alfonso Bayó i Dalmau, homenaje, CIMNE, Barcelona pp: 85 – 186.

Sánchez Martos, F. (1997). Estudio hidrogeoquímico del Bajo Andarax(Almería). Tesis Doctoral. Univ. Granada. 290 p.

184

Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 185-193, 2002, Almería

SISTEMAS DE CONTROL Y SEGUIMIENTO DEL CONTACTOAGUA DULCE-AGUA SALADA EN EL ENTORNO

DE LA DESALADORA DE ALMERÍA

J. Gisbert, A. Pulido Bosch, F. Sánchez Martos, P. Pulido Leboeuf y A. Vallejos

Dpto. de Hidrogeología y Química Analítica, Universidad de Almería

RESUMEN.- La desaladora de agua de mar para el abastecimiento a la ciudad de Almería se nutrirá de sondeos situados sobre el delta del río Andarax, a unos 50 metros de la orilla del mar. El control de una posible intrusión marina en este sector se lleva a cabo mediante tres enjambres de piezómetros. La instalación de diferentes sondas en el interior de los mismos permite un seguimiento espacial y temporal de la evolución hidrodinámica e hidroquímica de la cuña salina. Asimismo sirve como indicador de la evolución espacial y temporal del contacto agua dulce-agua salada, y será un elemento clave en la investigación de los procesos que tengan lugar con motivo de la explotación continuada. Este trabajo presenta, además, los resultados preliminares del control de la conductividad y la temperatura, obtenidos a partir de testificaciones realizadas en la vertical del acuífero, en los tres enjambres piezométricos.

Palabras clave: piezómetros, enjambre, contacto agua dulce-agua salada, testificación, desaladora, delta del río Andarax.

INTRODUCCIÓN

La decisión de captar agua para desalar de un acuífero a través de sondeos, en lugar de tomarla directamente del mar, acarrea una serie de inconvenientes. Entre ellos, se encuentran, durante el período de explotación, los relativos a la dinámica del contacto agua dulce-agua salada aguas arriba de los puntos de captación, más aún cuando existen captaciones privadas en el entorno que puedan ser afectadas por los bombeos continuos. Por otro lado, el sistema de control sirve de alerta y toma de decisiones ante las distintas respuestas del medio. El objetivo de este trabajo es presentar el sistema de control del contacto agua dulce-agua salada en el sector de la desembocadura del río Andarax, y cercano a la desaladora de agua de mar de Almería. Esta infraestructura de observación se lleva cabo a través de piezómetros, e incluye la medición de los parámetros fisicoquímicos y de los potenciales, con un seguimiento en tiempo real de la evolución de la franja de agua dulce, de la franja de agua salada y de la zona de mezcla en el entorno inmediato del sector de explotación.

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El entorno geológico de la desaladora comprende los materiales detríticos deltaicos, fluvio-deltaicos y marino-deltaicos situados en la desembocadura del río Andarax (figura 1). Las litologías, en general, varían en la vertical desde limos y arcillas de diversos colores hasta gravas con bolos de varios centímetros de diámetro, pasando por arenas de diversos tamaños. La roca madre de estos detríticos proviene de los materiales metapelíticos nevado-filábrides de las Sierras de los Filabres (al Norte) y Alhamilla (al Este) y, en menor medida, también de los carbonáticos de la Sierra de Gádor (al Oeste). Asimismo, las muestras obtenidas en los distintos sondeos indican la presencia de materiales marinos con fósiles (algas rojas, briozoos, bivalvos, etc.), de edad probablemente pliocena, a una profundidad comprendida entre 60 y 80 metros (Sánchez Martos et al., 2001), lo cual informa de la progradación del delta hacia el mar. A muro de los materiales deltaicos, que pueden alcanzar hasta el centenar de metros en este sector, se encuentra el Plioceno con facies marinas y compuesto por materiales muy finos e incluso margosos (Aguirre, 1998).

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Figura 1.- Situación de la desaladora, campo de sondeos y posición de los tres puntos de control y seguimiento del contacto agua dulce-agua salada. Flechas: líneas teóricas de flujo subterráneo.

Desde el punto de vista hidrogeológico, el delta del río Andarax constituye un acuífero detrítico de porosidad intergranular, de tipo costero, es decir, con una cuña salina que intruye en el continente bajo las aguas "dulces" continentales (Sánchez Martos, 1997). A pesar de que, en términos generales, se trate de un acuífero libre, hay una fracción del acuífero (niveles confinados) que se encuentra en carga. Los tramos más groseros, compuestos mayoritariamente de gravas limpias, son los más aptos para la captación, tal y como demuestran las transmisividades halladas (cercanas a 10000 m2/d en

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algunos sondeos) en los ensayos de bombeo efectuados (Sánchez Martos et al., op. cit.).

SISTEMA DE OBSERVACIÓN Y CONTROL DISEÑADO

Cuando se trata de captar grandes volúmenes de agua de mar en un acuífero costero, es muy conveniente disponer de un dispositivo de control y seguimiento de los parámetros de la formación acuífera, por la propia seguridad del esquema de aprovechamiento, así como para poder determinar y anticipar eventuales problemas que podrían afectar a terceros. En efecto, la extracción de elevados caudales de agua en el borde del mar puede crear recelos entre los usuarios del acuífero, que pueden ver en la acción una lesión de sus intereses si no se les garantiza que el agua procede en su totalidad del mar, y que el funcionamiento del esquema de explotación no tiene por qué afectar a las captaciones existentes. El sistema de auscultación y control tendrá que ser tanto más sofisticado cuanto mayor sea la complejidad hidrogeológica del área. Hay que tener en cuenta que los depósitos costeros presentan frecuentemente una notable heterogeneidad que complica la geometría de los diferentes cuerpos sedimentarios, que puede ser muy variable en distancias muy cortas. Por otro lado, esta red de control y seguimiento ha de considerar el modelo conceptual del sistema en el área captada, es decir, la zonación vertical del acuífero en una franja de agua dulce sobre otra salada, y una franja de mezcla entre ambas. En el caso del Bajo Andarax se optó por la modalidad de enjambres de tres sondeos con registros puntuales, y ello en tres puntos diferentes, a distancias crecientes desde el mar, con el fin de tener una buena definición del comportamiento de los parámetros a lo largo de una línea teórica de flujo. Cuando se dispone de los enjambres de piezómetros instalados, no suele quedar espacio anular suficiente como para permitir la toma de muestras sin poner en peligro el cableado que hay colocado en cada tubo piezométrico. Por ello, es muy recomendable disponer de un piezómetro ranurado en toda su columna acuífera sin ningún tipo de sensor en su interior. Dicho piezómetro tiene que situarse a una distancia adecuada de los piezómetros puntuales ya que puede perturbar el entorno natural, especialmente si existen componentes verticales del flujo, que pueden permitir intercambio hídrico entre las franjas que se pretenden mantener en su estado natural.

Localización y aspectos constructivos de los piezómetros

La localización de los sistemas o enjambres de piezómetros está representada en la figura 1. En la misma se aprecia la situación de la desaladora y del campo de bombeos, en la margen izquierda del río Andarax, y ocupando una parcela inmersa en el sector deltaico de su desembocadura. El control de los distintos parámetros se lleva a cabo mediante tres puntos de medida, tal y como se representa en la figura 1 con P-I, P-II y P-III; en cada

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uno de ellos existe un enjambre de piezómetros, cuyas características de detalle se describirán en el siguiente apartado. Los grupos de piezómetros están situados a distancias aproximadas de 200, 500 y 1000 metros respectivamente de la línea de costa, y en una línea sensiblemente paralela al cauce del río. La posición de los tres enjambres responde a dos criterios fundamentales:por un lado, encontrarse dentro de los límites de la parcela destinada a la desaladora (marcada con una línea discontinua en la figura 1); por otro, que estuvieran situados sobre una línea teórica de flujo, en este caso, aproximadamente paralela al cauce del río Andarax, 300 metros al Oeste. De este modo será posible controlar los procesos espacialmente, aguas arriba del acuífero del delta. La construcción de los piezómetros siguió los mismos pasos que los sondeos de captación (Sánchez Martos et al., op. cit.), y fueron perforados mediante el sistema de rotación con circulación inversa de lodos. La diferencias constructivas más importantes residen en el diámetro de la entubación, más estrecha en el caso de los piezómetros (165 mm con ranura de 1 mm), por lo que no fue necesario el ensanche mediante reperforación.

Descripción de los enjambres de piezómetros

Esta red específica de control consta de tres grupos o enjambres de piezómetros, cada uno de los cuales posee cuatro piezómetros sencillos: uno ranurado en todos sus tamos permeables, y otros tres que tienen un solo tramo ranurado de 1 o 2 metros de longitud, situado a diferentes profundidades, con el objeto de que uno sea representativo de la franja de agua dulce, otro de la zona de agua salada y el intermedio de la zona de mezcla. La distribución de detalle de los piezómetros dentro del enjambre está representada en la figura 2; la diferencia entre cada enjambre reside en la profundidad de los distintos piezómetros, ya que depende de la posición de las franjas de agua dulce y salada en cada grupo de control. En la tabla 1 se muestran las profundidades de cada piezómetro en cada enjambre.

1 2 3 4Enjambre P-I 79 13 40 76Enjambre P-II 98 15 49 85Enjambre P-III 115 13 48 99

Tabla 1.- Profundidades de perforación (en metros) de cada uno de los piezómetros construidos en cada grupo.

Como se refleja en la figura 2, la alineación de los piezómetros es Este-Oeste, perpendicular a las líneas de flujo. Una separación de 5 metros entre los piezómetros ranurados en el tramo final y de 10 metros entre éstos y el ranurado en todos los tramos permeables, puede ser suficiente para asegurar la desconexión hidráulica entre ellos. El objeto de medir por separado los tres sectores existentes en la vertical en el acuífero es la obtención de una medida

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puntual y aislada de los parámetros en cada zona (en especial de potencial), a diferencia de los valores promedio de la columna, tal y como se realiza en el piezómetro ranurado en todos los tramos permeables. Otra función muy importante de este piezómetro completo que complementa el enjambre de control es la posibilidad de hacer registros verticales de conductividad y temperatura, que son muy resolutivos al momento de ubicar las diferentes franjas (figura 3). El aislamiento hidráulico de los diferentes tramos verticales de cada piezómetro se realiza con arcilla expansiva, por encima y por debajo del tramo filtrante (figura 2).

10 m 5 m 5 m

5 - 10 m Compactonit

Profundidad76/85/99 m

Profundidad40/49/48 m

Profundidad 13/15/13 m

Profundidad79/98/115 m

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CT

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Niveles Impermeables

Figura 2.- Esquema de diseño y características generales de los enjambres de piezómetros.

Estos sondeos de investigación se equipan (figura 2), por tanto, con sensores y almacenamiento de datos tipo data-logger (DL) con los parámetros de conductividad eléctrica (C), temperatura (T) y nivel piezométrico (H, de tipo flotador) a las tres profundidades citadas, midiendo el nivel piezométrico general del acuífero así como sus características fisicoquímicas en la vertical (mediante testificaciones periódicas) en el piezómetro 1.

RESULTADOS PRELIMINARES

Los registros efectuados en los piezómetros, tanto previamente como durante las distintas pruebas de bombeo, han permitido comparar situaciones diferentes a las que se somete el acuífero, y así obtener los primeros resultados del comportamiento del sistema. En este sentido, la realización de un ensayo conjunto de bombeo con seis sondeos al unísono ha constituido una

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buena simulación de lo que será una futura fase de explotación del campo de sondeos; en esta prueba se llegaron a bombear casi 700 l/s durante 900 minutos, consiguiendo descensos máximos de 13 metros en los sectores más desfavorables.

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ConductividadTemperatura

Figura 3.- Registros de conductividad eléctrica (círculos) y temperatura (cruces) del agua en los piezómetros 1 (ranurados en todos los tramos permeables).

En la figura 3 se muestran las gráficas de conductividad y temperatura correspondientes a las testificaciones realizadas en régimen no influenciado en los piezómetros ranurados completamente (1 en la figura 2) de los tres enjambres. Las mediciones pre-bombeo o pre-explotación (figura 3) contribuyen al conocimiento previo del sistema, en un régimen de explotación "pseudonatural", dada la presencia de extracciones para regadío existentes en el acuífero. Por otro lado, estas testificaciones constatan la correcta situación de los grupos de piezómetros de control, dado que en todos ellos se alcanzan las tres zonas acuíferas que se pretenden controlar. En general, es posible apreciar que el sector de mezcla de agua dulce-agua salada está ligeramente más profundo conforme se adentra en el continente, aunque con una pendiente muy baja. En la figura 4 se representan las testificaciones obtenidas al inicio y al final de la prueba conjunta en los enjambres I y II. Se aprecia un aumento de la conductividad eléctrica a escasos metros de la superficie, en el enjambre más cercano al mar (P-I); este aumento, que se restablece a los 20 metros de profundidad, pudiera ser consecuencia del lixiviado de los materiales detríticos más superficiales o la posible existencia de una paleointrusión. No se produce un nuevo aumento de la conductividad hasta aproximadamente el metro 48, donde el salto es brusco y tiene lugar el contacto directo con el agua de mar.

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Figura 4.- Registros de conductividad eléctrica al inicio (línea continua) y al final (línea discontinua) del ensayo conjunto en los piezómetros 1 (ranurados en todos los tramos permeables) de los enjambres más cercanos a la costa (I y II).

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Figura 5.- Registros de conductividad eléctrica y temperatura en los piezómetros 2, 3 y 4 (aislados en la franja de agua dulce, mezcla y salada, respectivamente) del enjambre I, previos y durante los ensayos de bombeo.

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La interfase pasa a convertirse en una superficie neta. A lo largo de la prueba conjunta se hace algo mayor la profundidad a la cual se encuentra el agua de mar (unos 5 metros), debido posiblemente al aumento progresivo del caudal de explotación del ensayo.

En el enjambre II la evolución de las testificaciones en profundidad siguen pautas semejantes al enjambre I, pero con una cierta amortiguación en la salinización de los primeros metros. Por otro lado, este enjambre, al estar másalejado de la costa, no percibe ningún cambio en la posición del agua de mar. En general, estos resultados vienen a apoyar la escasa afección que se produciría a la calidad de las aguas de los pozos situados por encima de la parcela donde se ubica la desaladora. También se han realizado, durante los ensayos de bombeo, testificaciones en los piezómetros 2, 3 y 4 del enjambre I, esto es, aquellos que están aislados en la franja de agua dulce, agua de mezcla y agua salada, respectivamente (figura 5). Los registros de conductividad eléctrica muestran una salinidad prácticamente constante en todo su recorrido en profundidad, tanto en régimen no influenciado previo a los ensayos de bombeo, como durante los momentos en que se realizan extracciones, tal y como era deseable. En cuanto a las temperaturas, siguen un patrón similar a los registros en el piezómetro ranurado completamente (1).

CONSIDERACIONES FINALES

Es muy deseable programar un adecuado sistema de control y seguimiento de la explotación, especialmente si se quiere conocer el comportamiento del sistema, en acuíferos con usuarios con unos derechos adquiridos. El seguimiento y control de la evolución del contacto agua dulce-agua salada en acuíferos costeros mediante enjambres de piezómetros constituye una técnica de gran precisión e insustituible cuando se quiere alcanzar gran fiabilidad. La instalación de los sensores de nivel, conductividad eléctrica (parámetro que más fácilmente identifica los fenómenos de intrusión marina) y temperatura del agua en estos piezómetros es imprescindible para el conocimiento de la evolución de las aguas dulce, de mezcla y de mar, como respuesta al bombeo necesario para el suministro de agua a la planta desaladora de agua de mar de Almería. Los datos obtenidos servirán para la elaboración de los modelos matemáticos de flujo en el acuífero, para la toma de decisiones en tiempo real y como sistema de alerta, dado que se conocerá en todo momento la distribución de salinidades en el acuífero. Por tanto, el sistema de control de potenciales y de características hidrogeoquímicas se erige como una herramienta aplicada muy necesaria para la gestión de la captación, explotación del agua de mar y control de la formación acuífera del delta del río Andarax. Los resultados preliminares obtenidos hasta el momento, derivados de losensayos de bombeo de los sondeos y, sobre todo, de la prueba conjunta, indican que el sector de explotación principal del acuífero se encuentra situado por debajo de la interfase, en la franja de agua salada; esto muestra, asimismo, la eficacia de la cementación de los sondeos en la franja de agua dulce y zona

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de mezcla. Por otro lado, se observa cómo la interfase se hace más neta durante las extracciones, así como se constata el descenso de la misma al aumentar los caudales de bombeo; este hecho permitiría presagiar la escasa interferencia que podrían causar las captaciones de agua salada sobre la calidad del acuífero (franja de agua dulce) del delta del río Andarax, aunque con ciertas reservas, dado que el caudal final a bombear durante la explotación sería algo menos del doble ensayado.

Agradecimientos

Esta comunicación resume parte de los trabajos de campo y gabinete llevados a cabo en el marco del contrato firmado entre la UTE Pridesa-Abengoa y la Universidad de Almería para realizar el control de los sondeos de captación de agua de mar a la planta desaladora que abastecerá a la ciudad de Almería. Los sondeos mecánicos fueron llevados a cabo por la empresa PERFIBESA. Esta comunicación se ha beneficiado también de algunos aspectos parciales del proyecto HID99-0597-CO2-02, financiado por la CICYT.

REFERENCIAS

Aguirre, J. (1998) El Plioceno del SE de la península Ibérica (Almería).Síntesis estratigráfica, sedimentaria, bioestratigráfica y paleogeográfica. Rev.Soc.Geol. España 11 (3-4): 297-315.

Sánchez Martos, F. (1997). Estudio hidrogeoquímico del Bajo Andarax (Almería). Tesis Doctoral. Univ. Granada. 290 p.

Pulido Bosch, A., Sánchez Martos, F., Vallejos Izquierdo, A., Gisbert, J. yPulido Leboeuf, P. (1999-2000). Informes parciales del proyecto de Estudio Hidrogeológico para la captación de agua subterránea para el suministro a la Planta Desaladora de agua de mar de Almería. Inéditos.

Sánchez Martos, F., Pulido Bosch, A., Vallejos Izquierdo, A., Gisbert, J. yPulido Leboeuf, P. (2001). Resultados obtenidos tras el desarrollo de los sondeos para la desaladora de agua de mar de Almería. Actas Jornadas Técnicas Los Acuíferos Costeros y las Desaladoras. Almería. (En estas Jornadas).

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Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 195-202, 2002, Almería

INFLUENCIA DE LA INSTALACIÓN DE DESALADORAS DE AGUA DE POZO EN EL ACUÍFERO DE LA ALDEA

(GRAN CANARIA)

M.C. Cabrera, A. Antón y J. Muñoz

Dto. de Física. Universidad de Las Palmas de Gran Canaria

RESUMEN.- Con una superficie de unos 9 km2, el Valle de La Aldea está dedicado al cultivo extensivo de tomate bajo invernadero para la exportación, alimentándose normalmente con aguas superficiales procedentes de tres grandes presas situadas agua arriba. Sin embargo, la existencia de una profunda sequía desde hace unos años ha obligado a la utilización de aguas subterráneas con una salinidad alta para el riego y el abastecimiento de la población. Desde principios de 1999 hasta la actualidad se han instalado 9 plantas desaladoras alimentadas por un total de 31 pozos. La consecuencia directa ha sido un descenso generalizado de niveles piezométricos en los pozos que las alimentan, así como de sus caudales de explotación, por agotamiento del acuífero aluvial. La evolución de la química del agua permite observar un acusado aumento en la salinidad del agua subterránea (con conductividades de hasta 18000 �S/cm), aunque el análisis detallado de los diferentes parámetros apunta a la existencia de diversos mecanismos de salinización: explotación progresiva de aguas más profundas procedentes de los Basaltos subyacentes al aluvial; aportes laterales de aguas salobres supuestamente ligadas a depósitos hidrotermales y existencia de retornos de riego.

Palabras clave: Salinización del agua subterránea, desaladora, descenso de niveles, La Aldea, Gran Canaria.

INTRODUCCIÓN

El área de estudio se encuentra en el extremo más occidental de la isla de Gran Canaria, en el municipio de S. Nicolás de Tolentino, conocido tradicionalmente como “La Aldea” (Fig. 1). El casco del Municipio se encuentra en la parte final del Barranco del mismo nombre, que presenta pendientes que oscilan entre el 1% y el 10% y está encajado entre grandes desniveles formados por la intensa actividad erosiva que se ha desarrollado en la isla que ha llevado a la formación de profundos barrancos. En general, las costas son altas y escarpadas, ofreciendo abrigo únicamente la Playa de La Aldea, que está abierta hacia el oeste. La precipitación media anual en la zona oscila entre los 257 mm en la estación pluviométrica más alta (situada a 345 m sobre el nivel del mar) y 130 mm en la zona costera, con la lluvia concentrada entre octubre y abril. Las temperaturas oscilan entre los 16.5ºC en invierno y 20.4ºC en verano. La

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pluviometría en la zona viene ligada a la existencia de temporales del S-SO, durante los cuales es usual que el barranco descargue caudales al mar. Sin embargo, en años donde no se dan las condiciones climatológicas idóneas, se pueden producir sequías que pueden prolongarse durante 3 ó 4 años, ya recogidas en las crónicas de la zona desde el siglo XVI.

Figura 1.- Mapa de situación de la zona de estudio.

El valle de La Aldea está dedicado a la agricultura intensiva para la exportación, con una superficie agrícola cultivada de 799.2 Has y un consumo agrícola de 3.711 hm3. El cultivo fundamental es el tomate, cuya comercialización se realiza por medio de Cooperativas o de Empresas agrícolas de cierta entidad. En menor medida, se cultivan pepinos y otros frutales tropicales. El suministro de agua está cubierto principalmente por medio de aguas superficiales, mediante la existencia de tres presas aguas arriba en el Barranco del mismo nombre. Sin embargo, la vulnerabilidad del sistema en épocas de sequía es grande y es en estos momentos cuando las aguas subterráneas adquieren mayor protagonismo. Como precedentes de estudios dedicados a la hidrogeología de las islas cabe destacar los proyectos Canarias SPA-15 (1974) y MAC-21 (1980). Durante ambos proyectos se visitaron varios pozos de la zona de estudio, destacándose en el SPA-15 el alto contenido en fluoruros en la zona. Sin embargo, no fue hasta 1992 cuando se llevó a cabo un inventario exhaustivo de todas las captaciones de la zona (Plan Hidrológico de Gran Canaria, 1993). Este inventario sirvió de base para el informe hidrogeológico de la zona que se elaboró dentro del proyecto “Development of analytical and sampling methods for priority pesticides and relevant transformation products in aquifers” (Muñoz, Cabrera et al, 1996), dedicado al estudio de la contaminación por plaguicidas de las aguas subterráneas. Aparte de confirmarse la existencia de contaminación de origen agrícola en la zona, en este estudio salió a la luz la existencia de aguas extremadamente salobres (con contenidos en cloruros que superan los 7000 mg/l) al N del acuífero. El origen de estas aguas dio lugar al desarrollo de un nuevo Proyecto de Investigación, financiado por el Consejo Insular de Aguas de Gran Canaria titulado “Estudio de los Procesos de salinización del agua subterránea en el acuífero de La Aldea (Gran Canaria)” en el que se pudo

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concluir que existía una contaminación de origen geológico de las aguas subterráneas debido a la presencia de unos depósitos hidrotermales ricos en ClNa, denominados azulejos en la terminología local. En la actualidad está en marcha un Proyecto CICYT más amplio titulado “Estudio hidrogeológico del acuífero de La Aldea”, cuyos resultados están recogidos en parte en el presente artículo.

La zona ha sufrido una importante sequía desde hace 3 años, que ha llevado a la agricultura a una situación límite. El problema se ha paliado en parte mediante la utilización de aguas subterráneas y la instalación de 9 desaladoras de agua salobre. En Octubre de 2000 se ha instalado también una desaladora de agua de mar que suministra un total de 2800 m3/día, caudal destinado al abastecimiento a la población y a la agricultura.

CARACTERIZACIÓN DEL SISTEMA ACUÍFERO

El modelo de flujo de la isla se puede esquematizar como un cuerpo único de agua estratificado y heterogéneo en el que la recarga tiene lugar en las cumbres y la circulación hacia la costa, con salidas intermedias en manantiales (hoy secos y substituidos por las extracciones de los pozos) y al mar, y descarga artificial por pozos. El flujo se canaliza preferentemente por los materiales más permeables próximos a la superficie (SPA-15, 1974) (Custodio et al, 1989). El Barranco de La Aldea está excavado en basaltos pertenecientes a la Fm. Basaltos Antiguos (14.5-14.1 Ma), que se caracteriza por ser una sucesión de coladas y piroclastos de caída de naturaleza basáltica. En la parte superior del mismo, afloran materiales de la Fm. Traquítico-riolítica (tobas, ignimbritas y lavas), en contacto tectónico con los Basaltos. Al NE de la zona (Las Tabladas) aflora una estructura compleja de materiales sedimentarios pertenecientes a la Formación Detrítica de Las Palmas, y volcánicos del Grupo Roque Nublo y Fm. Basaltos Modernos. El lecho del Barranco presenta una capa de conglomerados aluviales, con un espesor medio de 15-20 m.

Todos los pozos situados en la parte central del acuífero explotan agua de los conglomerados aluviales, aunque algunos atraviesan también los basaltos situados debajo, sacando agua conjuntamente de ambos materiales. En el Barranco de Tocodomán, los pozos explotan exclusivamente los Basaltos Antiguos. El flujo se produce desde el Este al Oeste, siguiendo el Barranco, de manera que en los bordes del acuífero, los materiales basálticos ceden agua a los conglomerados. En la zona central del acuífero, se trataría de un medio de doble permeabilidad, en el que la Fm. Basaltos Antiguos funciona como un acuitardo frente a los conglomerados, que constituyen el acuífero principal (Muñoz et al, 1996), mientras que en el Barranco de Tocodomán, el agua procede exclusivamente de los materiales basálticos.

Según se desprende de los datos de niveles y caudales medidos en un pozo costero, la transmisividad estimada de los Basaltos Antiguos oscila entre los 115 y los 140 m2/día, muy superiores de los 5-20 m2/día citados en el SPA-15. Sin embargo, la cartografía de campo realizada permite caracterizar unos materiales con una porosidad primaria bastante reducida por la precipitación de carbonatos y/o zeolitas y una porosidad secundaria casi inexistente.

197

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Con una profundidad de 15-20 m en la parte costera, el aluvial tiene una transmisividad que oscila entre los 1000 y los 3500 m2/día en la zona costera, también superiores a los citados en el SPA-15. Sin embargo, hay que hacer notar que estos datos se refieren exclusivamente a la zona costera, pudiendo variar los parámetros notablemente en otras zonas del acuífero.

El agua subterránea en la zona se explota por unos 375 pozos de gran diámetro (3-4 m), excavados a mano en el primer tercio del siglo XX. Las profundidades oscilan entre los 10 y los 100 m, con una media de unos 30 m. Los caudales de bombeo oscilan entre 1 y 20 l/s, aunque los pozos funcionan de manera intermitente, de manera que los caudales medios diarios no llegaban en ningún momento a los 10 l/s en 1999, estando en la actualidad por debajo de los 2 l/s.

HIDROGEOQUÍMICA DEL ACUÍFERO

Hidrogeoquímicamente, el acuífero se caracteriza por un flujo de agua de buena calidad por el aluvial que sufre una progresiva mezcla con aguas salinas a lo largo de su recorrido hacia el mar. El origen de esta salinidad se atribuye a la existencia de tres fuentes de salinidad con orígenes distintos (Cabrera et al, 2000):

· Aguas procedentes de Las Tabladas (al NE), con una contaminación de origen geológico por lavado de unos depósitos hidrotermales llamados azulejos (cloruradas sódicas, con conductividades eléctricas que pueden llegar a los 20000 �S/cm).

· Aguas situadas en el centro del acuífero, con una salinidad alta debida a la presencia de retornos de riego (con altos contenidos en nitratos).

· Aguas con largos tiempos de residencia en Basaltos antiguos (situadas en el Barranco del Salobre, al SE del acuífero principal), cloruradas magnésicas.

Durante épocas de sequía y al disminuir el flujo de agua dulce procedente de aguas arriba, de recarga más o menos rápida, se reduce la dilución de las aguas salinas arriba indicadas, lo cual conlleva un aumento en la salinidad del agua explotada que puede inutilizarla para abastecimiento y para riego.

INSTA ACIÓN DE DESALADORAS L

A partir del mes de enero de 1999, y dada la sequía que sufría la zona desde hace unos 3 años (y que continúa en el momento de escribir esta comunicación), se comenzaron a instalar desaladoras de agua de pozo, como respuesta a la salinización del acuífero que se estaba produciendo. Entre esta fecha y julio del mismo año se instalaron en la zona un total de 9 desaladoras de ósmosis inversa, alimentadas con agua de pozos, cuyas salmueras se canalizan por una tubería que vierte directamente al mar. El coste de instalación ha sido asumido por empresas y cooperativas agrícolas fundamentalmente, aunque el Ayuntamiento cubre gran parte del suministro del Municipio con una desaladora de agua de pozo alimentada por varios pozos.

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El sistema de alimentación de las desaladoras es complejo y se lleva a cabo por medio del agua de 39 pozos, de los cuales algunos han estado suministrando a una misma desaladora desde que se puso en marcha hasta la actualidad y otros han dado agua a las mismas solamente durante un periodo de tiempo determinado. Asimismo, hay desaladoras que están siendo alimentadas por solamente un pozo y otras que reciben agua hasta de 17 pozos. La situación espacial de los pozos que suministran a las desaladoras se muestra en la figura 2. El funcionamiento normal de los pozos consiste en que solamente parte del caudal extraído va a parar a las desaladoras, mientras que una pequeña parte suele utilizarse directamente para riego, mezclándose con aguas de otros pozos. Asimismo, en cada desaladora suele existir un estanque de almacenamiento al que suele ir a parar agua de diferentes pozos, en diferentes proporciones según los precios del agua. Se consigue así un “preparado hídrico” que es el que realmente suministra a la desaladora.

EFECTO DEL USO DE DESALADORAS EN EL ACUÍFERO

Al observarse la instalación de las desaladoras de agua de pozo en el acuífero de La Aldea, y dentro de un Proyecto de investigación sobre la hidrogeología de la zona que está en desarrollo, se decidió instalar una red de control de los pozos que suministran o han suministrado agua a las mismas. Esta red ha estado en funcionamiento durante los años 1999 y 2000, visitándose cada 3 meses aproximadamente. En cada visita se han tomado datos de piezometría, explotación y química del agua por lo que se dispone de una batería de datos bastante amplia que permite analizar la evolución del acuífero en este plazo de tiempo.

Efecto en la piezometría

Los niveles piezométricos han sufrido un descenso generalizado en el acuífero desde 1998 a 2000 que se puede oscilar entre 4 m y 20 m dependiendo de las zonas. Este descenso es particularmente notable en aquellos pozos que suministran a las desaladoras, que presentan un descenso medio de 16 m, pudiendo llegar a los 25-30 m en aquellos situados en la parte central del acuífero. En septiembre de 2000 se ha observado que los pozos que se explotan para desalación mantienen los niveles en su fondo, sin que se observe apenas recuperación de los mismos al cesar la extracción. Paralelamente, las extracciones de los pozos que suministran a las desaladoras sufrieron un aumento a comienzos de 1999, justamente al comenzar a suministrar agua a las mismas. Esta extracción pudo aumentar en algunos pozos hasta los 10 l/s de caudal medio diario, con una media de 3.24 l/s que ha disminuido hasta los 1.07 l/s medio diario. En 4 de estos pozos se puede hablar de agotamiento, con caudales nulos o inaprovechables y en total 10 pozos han dejado de suministrar a las desaladoras por lo exiguos de sus caudales.

200

Efecto en la salinidad del agua

La salinidad del agua procedente de los 39 pozos suministradores ha sufrido un aumento importante en el último año. De manera grosera, se observa una evolución en las conductividades químicas medias medidas entre los 4700 y los 7300 �S/cm. Sin embargo, este aumento no sigue las mismas pautas en todos los pozos, pudiendo observarse las siguientes familias de pozos:

1. Pozo costero que sufre un aumento de 1000 a 33000 �S/cm. (Fig. 2) 2. Pozos que sufren un aumento moderado de salinidad (entre 4000 y 7000

�S/cm de conductividad), ligado a un aumento importante de nitratos (que pueden alcanzar los 600 mg/l).

3. Pozos que sufren un aumento moderado de salinidad (entre los 3000 y los 5000 �S/cm de conductividad), unido a una disminución en los nitratos (que bajan de los 300 a los 100 mg/l de media). (Fig. 2)

4. Pozos que sufren un aumento importante en la salinidad del agua (entre los 8000 y los 16000 �S/cm de conductividad), sin que los nitratos sufran cambios importantes. Estos pozos se sitúan en los márgenes de Las Tabladas.Estas familias pueden ser relacionadas con los diferentes mecanismos

salinizadores identificados en el acuífero. El pozo perteneciente a la familia 1 queda claramente ligado a un proceso de intrusión marina. La familia 2 agrupa a pozos que pasan a explotar una parte importante de agua de retornos de riego al aumentar su extracción. Estos pozos están situados en la parte central del acuífero, justamente donde los contenidos de nitratos son mayores. La salinidad del agua de la familia 3 debe corresponderse con un aumento de la proporción de agua profunda procedente de los basaltos antiguos, o de agua que discurre por la parte más inferior del aluvial, a la que le llegan menos retornos de riego. Sin embargo, la falta de análisis completos de agua en el momento de redactar la presente comunicación no permite identificar en aumento en el magnesio que debería evidenciarse. Los pozos de la familia 4 están claramente ligados a la pluma de contaminación geológica que se observa en los alrededores de Las Tabladas.

CONCLUSIONES

A la luz de lo expuesto anteriormente, se puede concluir que el acuífero de La Aldea está sufriendo un agotamiento desde 1999 a la actualidad, evidenciado por el descenso de los niveles piezométricos en los pozos y en los caudales medios diarios extraídos. Dicho agotamiento ha ido unido a un aumento de la salinidad del agua explotada en el acuífero, por lo que se han instalado 9 desaladoras de agua de pozo en la zona desde enero de 1999. El análisis de los datos químicos de los pozos que suministran agua a las desaladoras ha permitido la identificación de una aceleración en la salinización del agua explotada. Dicha salinización responde a varios comportamientos diferentes ligados a los diversos orígenes de la salinidad ya identificados en el acuífero: intrusión marina, retornos de riego, agua más profunda procedente de

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los Basaltos Antiguos y agua contaminada por depósitos hidrotermales (azulejos). En cualquier caso, parece claro que en épocas de sequía se produce un aumento de salinidad porque disminuye la dilución de las aguas salinas que llegan constantemente al acuífero y que la instalación de desaladoras de agua de pozo lo que hace es disminuir la limitación natural de la extracción que es la mala calidad del agua.

AGRADECIMIENTOS

El presente estudio ha sido financiado mediante un Convenio de colaboración entre el Consejo Insular de Aguas de Gran Canaria, la Fundación Universitaria de Las Palmas y la Universidad de Las Palmas de G.C. y por el Proyecto CICYT con fondos FEDER 1FD97-0525.

REFERENCIAS

Cabrera, M.C.; Delgado Mangas, F.; Muñoz Sanz, J.; Pérez Torrado, F.J. y La Moneda, E. (2000): “Caracterización de las familias hidrogeoquímicas en el acuífero de La Aldea (Gran Canaria)”. Geotemas, 1(2), pp. 47-50.

Custodio, E.; Jimenez, J.; Nuñez, J.A.; Puga, L. y Braojos, J.J. (1989): Hydrogeology of the Canary Islands (Spain). Hidrogeología y Recursos Hidráulicos, vol. XIV. Asoc. Esp. Hidr. Subt. ITGE. Madrid. pp. 205-227.

MAC-21 (1980): Proyecto de Planificación y Explotación de los Recurso de agua en el Archipiélago Canario. Com. Interminist. Coord. Est. Mat. Aguas Canarias.

Muñoz, R.; Cabrera, M.C.; Hernández, F. y Socorro, A.R. (1996): “Development of Analytical and Sampling Methods for Priority Pesticides and Relevant Transformation Products in Aquifers”. Final Project Report. EU Contract EV5V-CT93-0322-Group 4. 87 pp. + Appendix

Plan Hidrológico de Gran Canaria (PHGC)(1992): Inventario de puntos de agua, sin publicar.

SPA-15 (1975): Estudio científico de los recursos de agua en las Islas Canarias (SPA/69/515). Minist. Obras Públ, Dir. Gral. Obr. Hidr. UNESCO.. LasPalmas de Gran Canaria, Madrid. 3 vol.+ mapas.

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Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 203-209, 2002, Almería

POSIBILIDADES DE USO DE LOS ACUÍFEROS DE ALBUÑOL PARA SUMINISTRAR AGUA A UNA PLANTA DESALADORA*

J.A. Luque Espinar, A. González Ramón y J.C. Rubio Campos

Instituto Tecnólogico Geominero de España (Ministerio de Ciencia yTecnología). Granada.

RESUMEN.- En este trabajo se plantea la posibilidad de construir sondeos que exploten el aluvial de la rambla de Albuñol, en la zona del delta, con objeto de suministrar agua a una hipotética planta desaladora, teniendo en cuenta las buenas características hidráulicas que presentan dichos materiales y la mala calidad natural de sus recursos hídricos. Además, considerando los importantes recursos procedentes del acuífero carbonatado de cabecera que alimenta al aluvial, su baja calidad e íntima relación con este, se podría plantear el uso directo de parte de sus recursos para la desaladora, previniendo el riesgo de intrusión marina. El planteamiento se justifica, desde la perspectiva hidrogeológica y socioeconómica, puesto que la demanda de agua es creciente y con el uso de estos acuíferos se dotaría a la agricultura de agua de mejor calidad para riego, además podría cubrir un previsible aumento de necesidades del sector turístico (jardines, golf, etc).

Palabras clave: Albuñol, agua, aluvial, desaladora, explotación.

INTRODUCCIÓN

La Unidad Hidrogeológica de Albuñol (06.16) se localiza en la zona oriental de la costa de Granada, al sur de Sierra Nevada (figura 1). Por una parte, está constituida por un acuífero de materiales carbonatados triásicos pertenecientes al Complejo Apujárride que se sitúa al norte del núcleo de Albuñol y, por otra el aluvial de la rambla de Albuñol que se localiza aguas abajo del afloramiento carbonatado anterior. Las aguas que circulan por el aluvial proceden, fundamentalmente, del acuífero carbonatado debido a que los recursos procedentes de la infiltración directa o escorrentía superficial son muy escasos. Tanto las aguas drenadas por el acuífero carbonatado como las circulantes por el aluvial de la rambla, presentan una calidad química natural no apta para abastecimiento debido a que algunos parámetros químicos presentan

* Las opiniones reflejadas en el escrito son de responsabilidad de los autores firmantes, no teniendo porque coincidir con las de la Institución en la que trabajan.

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valores por encima de los máximos que permite la legislación vigente en aguas destinadas para consumo humano.

Al sur del acuífero carbonatado de Albuñol se riega con agua procedente del mismo y los excedentes se conducen directamente al mar. Además, parte de la zona cultivable que limita con la rambla de Albuñol se surte de agua procedente de algunos pozos que explotan los recursos hídricos que circulan por el aluvial.

GEOLOGÍA

En el área de Albuñol afloran materiales pertenecientes a los mantos de Lújar, Murtas y Adra, todos ellos del Complejo Alpujárride de las Zonas Internas de las Cordilleras Béticas. Estos mantos incluyen una formación basal metapelítica sobre la que se dispone una formación carbonatada (Trías calizo-dolomítico). Además, hay que citar la presencia de depósitos post-orogénicos, cuaternarios, fundamentalmente.

Las características más importantes de las distintas unidades alpujárrides existentes son:

Manto de Lújar. Es el situado tectónicamente más bajo. Descansa directamente sobre metapelitas del Complejo Nevado-Filábride. En el sector de Albuñol aflora en unos 20 km2, a modo de ventana tectónica, la unidad inferior Lújar-Gádor (o Los Pelaos). Esta unidad está compuesta por una formación carbonatada triásica (acuífero principal) que aflora profusamente en las sierras de Lújar y Gádor y en pequeñas ventanas tectónicas situadas entre ambos macizos (Albuñol, Huarea, Turón y Peñaoradada). En la zona de Albuñol, la serie está compuesta de muro a techo por calcoesquistos, dolomías masivas, margas, calizas y la base del tramo mineralizado de calizas, dolomías y brechas. Localmente existen intercalaciones de yesos y arcillas, así como mineralizaciones de plomo y fluorita. El sustrato de la formación carbonatada corresponde a una formación de filitas y cuarcitas (Permotrías) que aflora a modo de pequeños retazos en situación de flanco inverso sobre las calizas y dolomías. La unidad superior de Escalate no llega a aflorar en el sector.

Manto de Murtas (o Murtas - La Herradura). Corresponde al conjuntoAlpujárride intermedio. Se dispone sobre el manto de Lújar y está compuesto en este sector por la formación metapelítica basal, fundamentalmente.

Manto de Adra. Se dispone tectónicamente sobre los dos mantos anteriores y corresponde al conjunto Alpujárride superior. Está constituido únicamente por la formación basal de esquistos y cuarcitas con abundantes niveles de yesos.

El esquema geológico estructural de la ventana tectónica de Albuñol corresponde, en términos generales, a un sinclinal tumbado del que aflora el flanco inverso, cuya charnela se localiza en la citada localidad. La serie carbonatada supera los 500 m de potencia.

Los materiales post-orogénicos del Neógeno y Cuaternario reposan sobre los mantos alpujárrides citados, y están constituidos por depósitos aluviales (acuífero aluvial) y varias masas de travertinos, sobre una de las cuales se asienta el núcleo urbano de Albuñol.

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Figura 1

Los materiales detríticos de la rambla son heterométricos y se extienden desde la desembocadura de la rambla, formando un delta, hasta unos 16 km aguas arriba de la línea de costa (Almécija, 1986). Los tamaños de grano oscilan entre bloques de cerca de 1 m3 hasta grava fina; en profundidad, en la zona próxima a Albuñol, algunos pozos atraviesan dos metros de limos, aproximadamente (Nieto, 1974).

Para Almécija (1986), la rambla está constituida mayoritariamente por grava, arenas y limos y, en menor proporción, por arcillas, las cuales aumentan en las áreas más próximas a la desembocadura de la rambla.

HIDROGEOLOGÍA

En la zona de Albuñol se pueden diferenciar tres conjuntos de materialespor su comportamiento hidrogeológico: calizas y dolomías alpujárrides de elevada permeabilidad, esquistos y filitas alpujárrides de baja permeabilidad y depósitos cuaternarios de elevada permeabilidad.

Los materiales calcáreos son muy similares a los de la Unidad Hidrogeológica de Lújar, presentan un espesor del orden de 500 m y un substrato impermeable constituido por metapelitas del manto de Lújar. La superficie de afloramiento de estas calizas es de 20 km2 con un límite meridional del acuífero localizado en la charnela de la estructura sinclinal, que conforman estos materiales, donde se encuentran en contacto con materiales impermeables del propio manto de Lújar y de los mantos alpujárrides superiores. Se desconocen los límites oriental y occidental, puesto que los materiales calcáreos se encuentran ocultos en dichos límites bajo materiales impermeables de mantos superiores (ITGE-Junta de Andalucía, 1999).

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En la figura 2 se puede observar el esquema de funcionamiento hidrogeológico del acuífero calcáreo de Albuñol y su relación con el aluvial.

El acuífero aluvial tiene una anchura media de 200 m, un espesor máximo de 60 m y una superficie total de 3 km2 y está constituido por gravas y arenas de elevada permeabilidad. Este aluvial está en contacto, en el entorno de la población de Albuñol, con el acuífero calcáreo del cual recibe la mayor parte de su alimentación (Nieto, 1974; Almécija 1986; ITGE-Junta de Andalucía, 1999).

ACUÍFERO ALUVIALDE ALBUÑOL

MANTO DE ADRA

ACUÍFERO CALCÁREO DE ALBUÑOL

MANTO DE ALCÁZAR, MURTAS, ADRARÍO GUADALFEO

UNIDAD LÚJAR-GÁDOR

NIVEL PIEZOMÉTRICO

LÍNEA DE FLUJO

MANANTIALES DE ALDÁYAR Y BOCA DEL RÍO

Figura 2.-

Su substrato y límites laterales impermeables están constituidos por materiales metapelíticos de los mantos alpujárrides. La transmisividad de losmateriales detríticos de la rambla puede llegar a los 2000 m2/día en el sector central (Nieto, 1974). Respecto a la permeabilidad de este aluvial, Almécija (1986) estima que la media debe ser como mínimo 50 m/día.

Por otra parte, la información en relación con el delta es escasa y sólo se dispone de un valor de transmisividad citado por Nieto (1974), que estima en 700 m2/día. Si bien, Almécija (1986), partiendo de la relación existente entre caudal específico y transmisividad, eleva el valor anterior hasta 1250 m2/día y en el resto de la rambla hasta 5000 m2/día. El descenso de transmisividad observado por Nieto en el delta podría estar relacionado con un incremento de los materiales finos en esta zona (Almécija, 1986). El nivel piezométrico se sitúa a una profundidad máxima de 10 m; si bien en algunos puntos se ha detectado el nivel a 2 m (Almécija, 1986). La potencia de sedimentos en el delta no se conoce, sin embargo, Almécija (1986), por comparación con depósitos similares de la región establece que puede llegar a los 100 m.

Calidad de las aguas

Las aguas procedentes del acuífero calcáreo presentan carácter termal (26 a 30º C), son de facies sulfatada cálcico-magnésica y de elevada salinidad. El contenido de sulfato y calcio está próximo a la precipitación. La conductividad oscila entre 2500 y 3300 �S/cm (ITGE, 1991).

Así, los contenidos iónicos medios observados en diversos análisis realizados por el ITGE pueden rondar los 1800 mg/l de sulfato, 90 mg/l de

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cloruros, 270 mg/l de bicarbonatos, 70 mg/l de sodio, 550 mg/l de calcio y 150 mg/l de magnesio. Para Cardenal (1993) estos contenidos son algo inferiores.

La calidad química de las aguas del aluvial está muy influenciada por el carbonatado (Almécija, 1986; ITGE, 1991; Cardenal, 1993), teniendo en cuenta la conexión que hay entre ambos. Así, la facies química que presenta es sulfatada cálcica (Almécija, 1986; ITGE, 1991; Cardenal, 1993), con una mineralización muy alta. En la zona del delta de la rambla los valores de conductividad se sitúan entorno a los 3000 �S/cm y el contenido en cloruros por encima de 100 mg/l.

Por ahora, según se recoge en el Atlas de Hidrogeológico de Andalucía (1998), no se ha detectado indicios de intrusión importante en este acuífero.

Balance

El acuífero calcáreo drena a través de varias surgencias situadas en las ramblas de Albuñol y de Aldáyar, a una cota aproximada de 300 m s.n.m., entre las que destaca el manantial de El Río (2044-4-0014) situado en la rambla de Albuñol, una galería excavada en las calizas de la rambla de Aldáyar (2044-4-0052), y una surgencia en el aluvial de la propia rambla de Aldáyar (2044-4-0015). Las aguas de estas surgencias son derivadas para el riego, aguas abajo de Albuñol. Además, existen numerosos pozos y sondeos emplazados en su mayor parte en el acuífero aluvial (ITGE-Junta de Andalucía, 1999).

El caudal de las salidas visibles del acuífero calcáreo fue cuantificado por Nieto en 1974, en 510 l/s, en 150 l/s por Almécija (1984) y 190 l/s por Cardenal (1993).

Además, existen descargas subterráneas del acuífero calcáreo hacia el aluvial de las ramblas de Albuñol y Aldáyar, que se verifican por la similitud hidroquímica e isotópica de las aguas de ambos acuíferos (Cardenal, 1993).

En ITGE-Junta de Andalucía (1999) se estiman unas salidas totales del acuífero calcáreo de 8,6 hm3/año, de las que 2,6 son aportes subterráneos al aluvial y el resto se derivan para riego o se pierden al mar fuera de la época de regadío. Para Cardenal (1993) el acuífero calcáreo cede al aluvial del orden de 6 hm3. La diferencia de caudales estriba en la sección útil de la rambla utilizada para realizar la estimación de la descarga subterránea. Así, en (ITGE-Junta de Andalucía 1999) se considera que la sección útil en la confluencia de las ramblas de Albuñol y Aldáyar es 200 m, justificando esta modificación por una mejora en la cartografía de detalle. Los demás factores que intervienen en la estimación de la transferencia de caudales son básicamente los mismos, procedentes de Nieto (1974), es decir, un gradiente de 3,5 % y una transmisividad de 1000 m2/día, algo inferior a la citada por Nieto, puesto que el ITGE considera este valor como medio para la sección de la rambla.

Respecto al aluvial, se puede precisar, tomando como referencia los datos de la Cámara de Extensión Agraria de Albuñol, que se están regando, al menos, unas 100 ha con aguas procedentes del mismo. Si se aplica una dotación de 5000-6000 m3/ha/año, resulta una explotación mínima de 0,6 hm3/año, aunque podría ascender hasta 0,9 hm3/año. Por tanto, a través del aluvial se descargan al mar entre 1,7 y 2 hm3/año.

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POSIBILIDADES DE DESALACIÓN DE LOS RECURSOS DE LOS ACUÍFEROS DE ALBUÑOL

Usos actuales

En la actualidad, en la zona de Albuñol, se está regando con agua procedente de forma directa del acuífero calcáreo y la explotación del aluvial unas 150 ha, según la Cámara de Extensión Agraria de Albuñol, mediante la técnica de goteo. El uso de esta técnica tiene unas necesidades de agua por hectárea y año de 5000 a 6000 m3, contabilizando en total una demanda global de 0,9 hm3/año, aproximadamente (ITGE-Junta de Andalucía, 1999).

La superficie cultivada que sustenta la explotación de los recursos hídricos procedentes del acuífero aluvial de Albuñol asciende a unas 100 ha, que con la dotación mencionada anteriormente, detrae del acuífero 0,6 hm3/año.

En la zona del delta existe una cantidad de pozos considerable de poca profundidad, si bien, la explotación es escasa debido a que se destina fundamentalmente a consumo doméstico y riego de pequeños huertos.

Si se tiene en cuenta la salinidad natural del agua empleada para riego yel sistema de riego utilizado, la probabilidad de que se salinice progresivamente el suelo y su posterior empobrecimiento es muy alta.

Por otra parte, la considerable rentabilidad de los cultivos que se realizan en la zona hace prever el incremento de este tipo de explotaciones, con el consiguiente aumento de la demanda destinada a fines agrícolas. El aumento de la demanda para ocio también puede sufrir un aumento con el desarrollo progresivo de la industria turística, que se puede ver incrementado con la terminación de la autovía del Mediterráneo.

Actuaciones que se proponen

El importante volumen de recursos drenados por el acuífero carbonatado, unido a la elevada salinidad que presentan los mismos y los buenos parámetros hidráulicos estimados en el aluvial de la rambla de Albuñol, podría favorecer la puesta en marcha de una planta desaladora en la que se aprovechara, de forma conjunta, los recursos del carbonatado mediante la captación de los manantiales y sondeos surgentes que existen actualmente y las extracciones realizadas en sondeos de nueva construcción que se situarían en la zona del delta.

Las actuaciones propuestas pretenden conseguir, por una parte, mejorar la calidad de los recursos drenados por el acuífero carbonatado, eliminando costes derivados de bombeo y mantenimiento de una infraestructura centrada exclusivamente en extraer agua del aluvial. Y por otra, evitar, mediante bombeos controlados, la salinización del aluvial, buscando un equilibrio entre recursos drenados y extracciones.

Para llevar a cabo este proyecto sería necesario realizar un trabajo de investigación en el delta de Albuñol, que se centre en mejorar el conocimiento

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de la morfología del substrato y el comportamiento hidráulico de los materiales que lo componen.

Como conclusión, es necesario resaltar que la propuesta de uso coordinado de los recursos drenados por el acuífero carbonatado y la explotación controlada de sondeos situados en el delta presenta un enfoque novedoso en virtud de las peculiaridades hidrogeológicas del entorno. Teniendo en cuenta el importante drenaje que se efectúa a través de los materiales carbonatados y la deficiente calidad para su uso directo, no parece lógico dar la espalda a estos recursos como fuente de suministro de una hipotética desaladora, con las ventajas que ello supondría.

REFERENCIAS

Almécija, C. (1984). Investigación hidrogeológica de la cuenca de la rambla de Albuñol (T.M. de Albuñol). Tesis de Licenciatura. Universidad de Granada. 286 pp.

Benavente, J. (1982). Contribución al conocimiento hidrogeológico de los acuíferos costeros de la provincia de Granada. Tesis Doctoral. Universidad de Granada. 435 pp.

Cardenal, J. (1993). Hidrogeología del sector de la sierra de Lújar-Albuñol (provincia de Granada). Tesis Doctoral. Universidad de Granada. 402 pp.

ITGE (1991). Proyecto hidrogeológico para la mejora de riegos en la provincia de Granada. Investigación hidrogeológica en el acuífero de Albuñol como apoyo a los riegos de la Costa de Granada. Inédito.

ITGE-Junta de Andalucía (1999). Plan de integración de los recursos hídricos subterráneos en los sistemas de abastecimiento público de Andalucía. Sector de acuíferos en relación con el abastecimiento de los núcleos situados en la cuenca del Guadalfeo y sectores costeros adyacentes (Almuñécar, Albuñol y Castell de Ferro) Granada. Actualización del conocimiento hidrogeológico de la Unidad 06.16 Albuñol. Inédito.

ITGE y Junta Andalucía (1998). Atlas hidrogeológico de Andalucía. 216 pp.

Nieto Salvatierra, M. (1974). Estudio hidrológico de la rambla de Albuñol (Granada). Monografías de la sección de Geología de la Universidad de Granada. Serie Hidrogeológica. 102 pp.

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Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 211, 2002, Almería

CONSIDERACIONES SOBRE LOS SONDEOS DE ABASTECIMIENTO A LAS PLANTAS DESALADORAS

José Antonio Fayas Janer

Dpto. Técnico, Dirección General de Recursos Hídricos del Gobierno de las Islas Baleares

Hay que hacer notar que, si las condiciones hidrogeológicas de los terrenos disponibles son favorables, la alternativa de captación del agua mediante sondeos más o menos profundos es preferible a la de toma directa. Y ello por diversas razones tales como, en general, menores costes de construcción, de explotación y de mantenimiento y, principalmente, mejores características del agua obtenida: temperatura más constante, menor turbidez y menor presencia de microorganismos.

Deseo destacar estas últimas razones y añadir que (aunque sea de Perogrullo, a veces parece olvidarse) la toma de aguas es un elemento esencial en cualquier instalación desaladora.

Por ello, tengo que resaltar la gran importancia que tienen los estudios previos para el correcto diseño de los sondeos de captación de agua para una planta desaladora. Tales estudios:

a) Determinarán la viabilidad de dicha captación b) Pueden ser decisivos a efectos de la elección del emplazamiento de

una instalación desaladora c) Son imprescindibles para definir adecuadamente el proyecto de las

obras de captación. En consecuencia: se puede concluir que, en cualquier proyecto de Planta

Desaladora de agua de mar, se tiene que contar con inversión suficiente y plazo de tiempo adecuado al Estudio Previo y al Proyecto de la captación del agua. Ambos (plazo e inversión) repercutirán en el beneficio de la Instalación Desaladora, pues con ello: a) se evitarán sorpresas en la fase de construcción (con el consiguiente encarecimiento de las obras), y b) se obtendrán ahorros en la fase de explotación y mantenimiento (menores costes de bombeo derivados de la mayor eficiencia de las obras cuando éstas se proyectan y construyen de forma adecuada a las condiciones hidrogeológicas del acuífero interesado).

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Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 215-224, 2002, Almería

REGENERACIÓN DE RECURSOS HÍDRICOS DE MALA CALIDAD. ASPECTOS MEDIOAMBIENTALES

B. Sánchez-Rubio Ruiz y P. Romero Pavía

Dpto. de Captaciones, Facsa (Sociedad de Fomento Agrícola Castellonense)

RESUMEN.- La desalación de agua salobre es una técnica utilizada para regenerar las aguas subterráneas de mala calidad. Es una opción con muchas posibilidades de utilización en España debido a la escasez de recursos de calidad que presentan algunas zonas. Se trata pues de una alternativa en auge en nuestro país por lo que deberían valorarse previa y cuidadosamente los posible impactos que pudiera generar. Los impactos más destacables son los que se producen sobre la cantidad y calidad del agua de los acuíferos abastecedores de las plantas de desalación, así como el producido por el destino que le sea proporcionado al rechazo generado en el proceso. Por otro lado, la desalación de agua salobre tiene que ser combinada con otros procesos alternativos como son la reutilización del agua para otros usos y la regulación y mejora de los sistemas de regadío.

Palabras clave: desalación, salobre, rechazo, reutilización, salinización

INTRODUCCIÓN

Contrariamente a lo que pueda parecer y tal y como queda reflejado en la estadística de la I.W.S.A. (International Water Supply Association), fig. 1, en lospaíses más desarrollados la principal fuente de procedencia del agua de abastecimiento urbano son los recursos subterráneos. Esto es debido fundamentalmente a la mayor protección que dichos recursos presentan ante contaminaciones imprevistas. En contrapartida dichas contaminaciones, de tener lugar, suelen ser difíciles de delimitar, lentas, progresivas y, en el peor de los casos, irreversibles.

El agua subterránea en ocasiones no presenta la calidad deseada para el uso requerido y es necesario realizar un tratamiento previo del caudal: la desalación. El volumen total de agua desalada en España, según el Libro Blanco del Agua, suponía en 1.998 un caudal de 222 hm3/año. Esta cifra, que con seguridad se habrá visto superada en la actualidad, representa hasta un 30% del agua desalada en Europa, lo cual coloca a España en cabeza dentro de los países europeos en la utilización de estas técnicas.

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PAIS AGUASSUBTERRANEAS

AGUAS DE MANANTIAL

AGUASSUPERFICIALES

AUSTRALIA 8,03 % 0 % 91,97 % AUSTRIA 50,54 % 48,70 % 0,76 % BELGICA 66,40 % 0 % 33,60 % DINAMARCA 99,36 % 0 % 0,64 % FRANCIA 60,00 % 0 % 40,00 % ALEMANIA 64,14 % 8,09 % 27,77 % HUNGRÍA 81,91 % 11,93 % 6,16 % ITALIA 50,26 % 38,75 % 10,99 % LUXEMBURGO 4,44 % 71,11 % 24,45 % HOLANDA 64,50 % 0 % 35,50 % NORUEGA 11,71 % 0 % 88,29 % PORTUGAL 50,06 % 0 % 49,94 % SUDAFRICA 9,71 % 0,10 % 90,19 % ESPAÑA 20,58% 3,96 % 75,46 % SUECIA 24,98 % 0 % 75,02 % SUIZA 41,85 % 41,67 % 16,48 % REINO UNIDO 25,66 % 0 % 74,34 %

Figura 1.- Porcentaje de suministro de agua urbana según procedencia 1995. Fuente: International Water Supply Association.

Este volumen está distribuida de la siguiente forma:

Agua de mar Uso urbano 90 Hm3 /año5 Hm3 /añoUso agrícola 29 Hm3 /añoAgua salobre Uso urbano y

turístico40 Hm3 /añoUso industrial 58 Hm3 /añoUso agrícola

Figura 2.- Distribucion por usos de las aguas desaladas marinas y salobres. Fuente: Libro Blanco del Agua en España (Ministerio de Medio Ambiente 1. 98).

Como es conocido, el agua a tratar puede ser superficial o subterránea, de una calidad desde agua marina hasta agua levemente salinizada y el tipo y peculiaridades de su tratamiento se adaptarán a nuestras necesidades.

Aunque no existe una lista oficial de plantas desaladoras de agua salobre en España para uso urbano, aquí se ha tratado de elaborar una que responda lo más fielmente posible a la realidad (fig. 3), acudiendo a todo tipo de fuentes. Esta lista fue elaborada hace aproximadamente un año, por lo que es posible que haya significativas ausencias. Es también conocido por todos que este número se está incrementando notablemente, ya que existen algunas plantas en construcción, como es el caso de Burriana o Costur en la provincia de Castellón.

216

PLANTA PROVINCIA AÑO TIPOCAPACIDAD DE PRODUCCION

m3/día

PROCEDENCIA DEL AGUA

PROBLEMÁTICA A TRATAR

SO 2-4 , Cl- Denia Alicante 1991 Osmosis 19.000 Superficial

Son Tugores Mallorca 1995 Osmosis 30.000 Pozo Cl-SO 2-

4BajoAlmanzora

Almería 1996 Nano- filtración

19.000 Superficial

Calpe Alicante 1996 Osmosis 2.040 Pozo Cl-Bechí Castellón 1997 Osmosis 1.500 Pozo NO3 - Melilla Melilla 1997 Osmosis 1.000 Pozo NO3 - Vall d’Uixó Castellón 1997 Osmosis 7.500 Pozo NO3 -, Cl- Arenas de San Juan

Ciudad Real

1997 Osmosis Nanofilt.

250250

Pozo Dureza

Moncofar Castellón 1998 Osmosis 4.000 Pozo NO3 -, Cl- La Solana Ciudad

Real1998 Osmosis 7.000 Superficial T.D.S.

Villarubia de los Ojos

Ciudad Real

1998 Osmosis Nanofilt.

1.0001.000

Pozo Dureza, SO 2-

4San Clemente Cuenca 1999 Osmosis

Nanofilt.700700

Pozo Dureza, SO 2-

4

Figura 3

Estas cifras son resultado de la respuesta que un país con baja pluviometría proporciona como solución a sus problemas de abastecimiento. En las zonas en las que existe una falta de caudal apropiado para el abastecimiento, es necesario utilizar caudales cuya calidad en principio no es apta pero que puede serlo si se le son aplicadas las técnicas de desalación disponibles. Las diferentes modalidades de desalación que existen en el mercado permiten obtener un agua desalada en el grado deseado, según el uso al que se destine, partiendo de aguas de muy diferentes grados de salinización en función de su procedencia.

De la tabla anterior se deduce en España existe una capacidad de producción aproximada de 95.000 m3/día, lo que anualmente supondría 35 hm3

solamente para uso urbano. Contrastando estos datos con los que proceden de la figura 1 (procedente del Libro Blanco de las Aguas) observamos que los datos difieren ya que en esa tabla se proporciona una cifra de 29 hm3/año para uso urbano y turístico conjuntamente. De este modo se deduce que la importancia de la desalación en España es en la actualidad mayor de lo que podría parecer a partir de los datos publicados hasta la fecha.

La desalación de agua salobre podría ser considerada pues como una técnica alternativa a la aportación convencional de caudales pero que no constituye una solución única. Esta debe ser combinada con otras acciones como la reutilización, el transporte y la regulación y mejora de los sistemas de riego.

REGENERACIÓN DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS DE BAJA CALIDAD

Un concepto que está asociado a este tipo de procesos es el de sostenibilidad ecológica. La palabra sostenibilidad está ligada al

217

establecimiento de un equilibrio y el adjetivo ecológica implica que tiene que ver con el medio ambiente. Para la valoración de la sostenibilidad ecológica de la desalación de agua salobre hay que establecer las variables que entran a formar parte de dicho equilibrio y que van a ser afectadas por el proceso, así como los diferentes indicadores de su estado en cada momento. De este modo se podrá conocer el impacto de esta desalación y asimismo dicha técnica podrá ser comparada con otras opciones alternativas.

Resulta vital evaluar el impacto producido por la desalación de agua salobre ya que se trata de un concepto nuevo de consecuencias a largo plazo desconocidas. De entrada habría que evaluar el impacto de dicha extracción sobre los acuíferos (distinto en cada caso particular) y el destino que se le proporciona al rechazo.

Impacto sobre los acuíferos

Como se ha dicho, este tipo de tratamiento conlleva la extracción de aproximadamente un 25% más del agua requerida, porcentaje que será empleado en el rechazo. Por lo anterior se deduce que el aspecto de cantidad de agua extraída supondrá un importante impacto a evaluar.

Otro impacto que debe ser valorado es el efectuado sobre la calidad del agua del acuífero. El ejemplo de un acuífero afectado por intrusión marina constituye un ejemplo claro. Este es el caso de los acuíferos costeros salinizados en los que el problema de falta de caudal se ve enmascarado por la intrusión marina, que compensa los niveles y los mantiene a costa de la calidad.

La explotación sostenida de estos acuíferos puede suponer un agravamiento de la intrusión marina, aunque conviene resaltar que este concepto no es siempre negativo ya que existen casos en los que los beneficios de una dinámica tal superan a los perjuicios de la misma. Habría que definir unos límites para la explotación que vendrán establecidos por los condicionantes propios de cada zona.

Para evaluar qué acuíferos son susceptibles de constituir la fuente de abastecimiento para la desalación de agua salobre, habría que estudiar cada caso por separado. Autores como Custodio y Margat han hecho hincapié en la falta de definición del término sobreexplotación, por lo que aquí será evitado su uso. Se trataría más bien de definir los límites de utilización para cada acuífero, establecidos tanto por parámetros físicos como económicos, sociales y ambientales.

Destino del rechazo

La desalación de agua salobre genera un caudal con una elevada concentración salina que constituye el rechazo. Contrariamente a lo que sucede con la desalación de agua de mar, los iones concentrados pueden ser muy variados y el punto de generación del rechazo puede darse en lugares alejados de la costa.

Si damos por buena la aproximación de que en España hay una capacidad de desalación de agua salobre de 127 hm3/año (según el Libro

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blanco de las Aguas) se obtiene una cifra de 31.75 hm3/año de rechazo, volumen que será con toda seguridad superior según se ha demostrado en el epígrafe 1.

Los cálculos anteriores muestran la generación de un volumen importante al que hay que buscarle un destino. Así pues se presenta el problema de qué hacer con este caudal. En la actualidad, la respuesta a este dilema es variada.

Vertido al mar

Si existe la posibilidad ésta es una opción muy utilizada. Las desventajas de esta opción son las siguientes:

- Constructivamente presenta el problema de que si la planta está alejadade la costa la construcción del salmueroducto encarece mucho la obra.

- Hidrogeológicamente constituye un caudal que no es reutilizado ni retornado al acuífero.

- Biológicamente y en función de los iones concentrados en el rechazo se pueden generar problemas. En el caso de un rechazo enriquecido en nitratos, o en los fosfatos derivados del antiincrustante (polifosfonato), se puede provocar una saturación de materia orgánica en el punto de evacuación, sobre todo si el sistema costero es bastante cerrado, con falta de circulación en esa área, p.e. una bahía. Si este fuera el caso sería necesario la construcción de un emisario que permitiera el desagüe en un punto de mayor circulación, con el posterior encarecimiento de la obra.

Reutilización

Esta constituye la opción ecológicamente más favorable. Existen diferentes posibilidades:

- Usos industriales: El enriquecimiento en determinadas sales del agua puede ser una ventaja en determinados procesos industriales. En otros, simplemente existe una gran tolerancia en lo que respecta a la calidad del agua a utilizar. Puede presentar el problema de su eliminación tras ser reutilizada.

- Riego: esta opción supone una optimización máxima de los recursos ya que de este modo el agua retorna al acuífero y está basada en que las plantas presentan una mayor tolerancia que las personas a la salinidad de las aguas. Las situaciones son distintas dependiendo del ión que se encuentre concentrado. Existe también la posibilidad de rebajar la concentración mezclando con un caudal de menor cantidad de sales. Hay que advertir que esta opción necesita de un cuidadoso estudio previo

ya que con altas concentraciones de iones se puede favorecer una salinización del suelo y de la zona no saturada. Estas son las situaciones más comunes:

- Si el agua está enriquecida en cloruros no es posible destinarla a este uso ya que las concentraciones de este ión en el rechazo son nocivas para las plantas.

- Si el agua está enriquecida en sulfatos y siempre que no se rebase el límite de tolerancia el agua puede ser utilizada para riego.

- La situación más favorable se presenta cuando el agua está enriquecida

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en nitratos ya que éstos constituyen un aporte de nutrientes para las plantas, que de este modo no es necesario adicionar.

Vertido incontrolado del rechazo

Esta opción constituye una práctica ilegal y puede tener consecuenciasmuy negativas desde el punto de vista hidrogeológico. El vertido localizado produce una contaminación puntual y concentrada del acuífero con un enriquecimiento zonal desmesurado en ese ión o iones. Si el vertido se realiza en un punto próximo a la captación de la desaladora, éste conllevará un agravamiento del problema que pretendía ser solucionado, ya que el agua de aporte se enriquecería progresivamente en el ión o iones a eliminar, con el consiguiente descenso en el rendimiento de la operación, que resultaría encarecida a medida que el proceso se prolongara. Si por el contrario, el vertido se realiza en un punto alejado del punto de captación se realizaría una exportación del problema.

DESALACIÓN DE AGUA SALOBRE EN LA PROVINCIA DE CASTELLÓN: EJEMPLOS DE DIFERENTES SITUACIONES

La provincia de Castellón es un buen ejemplo de zona de precipitacionesirregulares en la que los acuíferos constituyen un elemento regulador básico para el abastecimiento. Prácticamente la totalidad de sus municipios se abastecen de aguas subterráneas que en algunos casos no presentan la calidad necesaria para este uso, por lo que precisan de un tratamiento previo.

A continuación se expondrán cuatro casos diferentes de desalación de agua salobre, todos ellos pertenecientes a la provincia de Castellón y de distintas características. Los tres primeros (Bechí, Vall d’Uixó y Burriana) están situados en la Plana de Castellón mientras que el último municipio está localizado en el interior, sobre los relieves mesozoicos.

Geológicamente la Plana de Castellón constituye una depresión litoral de origen tectónico rellena de materiales pliocuaternarios que configuran un acuífero multicapa. Este se encuentra rodeado de relieves mesozoicos entre los que destacan la Sierra del Espadán en su parte meridional y los relieves que configuran el Desierto de las Palmas y la Sierra de Les Santes en su parte septentrional.

Estos relieves laterales, así como el río Mijares y la Rambla de la Viuda, además de la infiltración por lluvia directa, proporcionan una recarga al acuífero pliocuaternario que debido a sus características presenta frecuentemente problemas de calidad.

La Plana de Castellón está en gran parte recubierta por plantaciones de cítricos y la utilización masiva de abonos nitrogenados y la falta de recarga, unidos al hecho de estar situada en una posición litoral, provoca una concentración de iones nitrato y cloruro no deseable.

El cuarto caso lo constituye el municipio de Costur que está situado en el interior de la provincia, sobre materiales mesozoicos. Su captación de abastecimiento atraviesa materiales triásicos que le confieren al agua la calidad

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de fuertemente sulfatada. En todos los casos que se expondrán a continuación existe un caudal

disponible pero que presenta problemas de calidad por lo que la desalación de agua salobre se presenta como la única solución al abastecimiento urbano. También en todos los casos se realiza una mezcla del caudal desalado, de extremada pureza, con agua más salina que a su vez remineraliza el caudal final.

Por último se expondrá un quinto caso, esta vez hipotético, en el que la evolución de la calidad del agua de aporte obliga a realizar cambios en la técnica de desalación utilizada.

El caso de Bechí

El municipio de Bechí está situado en la Plana de Castellón, en su límite con el ámbito de la Sierra del Espadán. Los dos puntos de abastecimiento lo constituyen dos sondeos que captan agua tanto de los materiales pliocuaternarios como triásicos. El agua proporcionada por estos sondeos presenta concentraciones de los iones sulfato y nitrato que se encuentran por encima de lo establecido por el Reglamento Técnico-Sanitario. La solución adoptada para Bechí fue la realización de una planta de ósmosis inversa con una capacidad de producción de 1.500 m3/día. En este caso particular el agua de rechazo es reutilizada para riego ocasionalmente también lo es el agua urbana osmotizada, una vez depurada. Características del agua de rechazo: Nitratos: 400 ppm. Sulfatos: 900 ppm. El esquema de la instalación es el que sigue:

El caso de Vall d’Uixó

El municipio de Vall d’Uixó está situado en la parte meridional de la Plana de Castellón, localizado hacia el interior y en el límite con el ámbito de la Sierra del Espadán. Se trata de una zona de gran tradición agraria, regada con agua

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subterránea en su totalidad y fuertemente intruída, por lo que el agua de tres de sus captaciones y de un manantial de abastecimiento presenta unas elevadas concentraciones de cloruros y nitratos. El abastecimiento de agua potable a la población en un principio se resolvió por medio de la extracción de agua procedente de varios pozos situados en el término municipal, que alimentan a una potabilizadora convencional.

La mayoría de los sondeos de los cuales se extraen las aguas para el abastecimiento se caracterizan por una salinidad moderada (salinidad alrededor de 1.700 mg/l), aunque existen zonas fuertemente intruídas donde la salinización por cloruros es mucho mayor ya que existe una importante depresión piezométrica en el acuífero pliocuaternario

Vista la situación descrita se decide complementar el proceso de potabilización actual con una instalación de ósmosis inversa con una capacidad de 7.500 m3/día, lo cual permite reducir la salinidad global del agua producto, rebajando las concentraciones de nitratos y cloruros. El abastecimiento a Vall d’Uixó presenta la peculiaridad de la reutilización de las aguas depuradas para riego mientras que el rechazo es vertido al mar.

Existen zonas regables en las que la salinidad de las aguas subterráneas resulta nociva incluso para las plantaciones de cítricos. El agua osmotizada presenta una salinidad de 50 mg/l. a la salida de planta y de 600 mg/l tras ser mezclada con la proveniente de otros sondeos Una vez depurada, alcanza una salinidad aproximada de 1.000 mg/l, y ante la falta de caudal de calidad es utilizada para riego. En este caso la utilización de la desalación de agua salobre por ósmosis inversa es factible y soluciona el problema mediante dos vías.

1. Adecua la calidad a su utilización para abastecimiento urbano. 2. Permite la reutilización de las aguas depuradas para regadío ya que a

éstas les han sido extraídas las sales. De este modo se soluciona el problema de falta de calidad para ambos

usos y al ser reutilizada a partir de un 75% del agua extraída, en conjunto las extracciones se reducen y contribuye a dar solución al problema de falta de caudal. El esquema de funcionamiento es el siguiente:

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El caso de Burriana

El municipio de Burriana está situado en la Plana de Castellón, en una localización costera y todo el área circundante presenta una situación de alta concentración en ión nitrato y un incipiente problema de intrusión marina. El agua de salida de los sondeos de abastecimiento de Burriana presenta unos valores de nitratos situados por encima de lo estipulado por la legislación vigente. En la actualidad está construyéndose una planta de ósmosis inversa con una capacidad de 4.000 m3/día que complementará el abastecimiento a la población. El caudal de rechazo de la misma será utilizado para riego y su esquema de funcionamiento es el que sigue:

El caso de Costur

Costur es un pequeño municipio situado en el interior de la provincia de Castellón cuya captación de abastecimiento atraviesa terrenos triásicos que le confieren al agua la calidad de sulfatada. La concentración de sulfatos de dicha agua está alrededor de los 1.000 p.p.m., con lo que se ha hecho necesario tomar medidas adicionales. En la actualidad está en construcción una planta de nanofiltración que rebajará la concentración de sulfatos hasta transformarla en 130 p.p.m. El agua así obtenida será mezclada en una proporción tal que su concentración final esté por debajo de 250 p.p.m., apta por tanto para el consumo humano. El rechazo de dicha planta será, previa mezcla, reutilizado para riego.

Caso hipotético

Este es el supuesto de un acuífero costero afectado por la intrusión marina con una moderada salinización, en el que se plantea la desalación de

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agua salobre mediante ósmosis inversa como método para adecuar la calidad del agua a un uso determinado. Si la recarga es escasa se producirá un agravamiento del proceso de intrusión salina que tendrá efectos directos sobre el rendimiento del proceso. A medida que empeora la calidad la desalación se encarece ya que se genera un mayor porcentaje de rechazo.

Si esta evolución se prolonga en el tiempo al final extraeremos del acuífero agua marina, con lo que para continuar obteniendo agua de la calidad deseada habrá que plantear el paso a una desalación de agua de mar. Nos encontramos por tanto con una progresiva salinización que genera una situación de desequilibrio. El equilibrio sólo se alcanza en la situación final, en la que bombeamos agua marina.

REFERENCIAS

Morell I. y Grupo de Investigación de Aguas Subterráneas (1.999). Estudio sobre la presencia de metales pesados en el sector meridional del Acuífero de la Plana de Castellón. Universitat Jaume I, 242 p. Castellón.

Custodio E. (1.989). Consideraciones sobre la sobreexplotación de acuíferos en España. La sobreexplotación de acuíferos. Instituto Geológico Geominero de España. 1-21.

Margat, J. (1.989). Las reservas de aguas subterránea. Nocionesesenciales y forma de utilizarlas. La sobreexplotación de acuíferos. Instituto Geológico Geominero de España. 1-10.

Margat, J. (1.991). La sobreexplotación de acuíferos. Su caracterización a nivel hidrogeológico e hidrogeoquímico. XXIII Congreso Internacional sobre la sobreexplotación de acuíferos. AIH 1-17.

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Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 225-253, 2002, Almería

GESTIÓN DE LA SALMUERA DE RECHAZO DE LAS PLANTAS DE ÓSMOSIS INVERSA MEDIANTE INYECCIÓN EN SONDEOS

PROFUNDOS (ISP)

G. Ramos González

ITGE Ríos Rosas, 23. 28003 MADRID. g.ramos@itge.mma.es

RESUMEN.- La Inyección en Sondeos Profundos es una alternativa altamente fiable, tanto desde el punto de vista operativo como desde el punto de vista de seguridad ambiental, para la gestión de la salmuera de rechazo de las plantas desalinizadoras. Los Estados Unidos es el país que más ha desarrollado esta técnica, no sólo para la salmuera, independientemente de su procedencia sino también para residuos de alta peligrosidad. La tecnología y particularmente el control de las operaciones son altamente sofisticadas y permiten considerarla una tecnología de alta seguridad ambiental. En España se inyectó durante muchos años salmuera procedente de industria extractiva de sal en Potasas de Navarra. Actualmente se conocen dos operaciones de inyección profunda de salmuera procedente de ósmosis inversa, en Benferri (Alicante) y en el Campo de Cartagena (Murcia).

Palabras clave: eliminación, inyección, ósmosis, Murcia, salmuera.

INTRODUCCIÓN

La salmuera considerada como residuo a gestionar puede generarse en diversos procesos industriales, tales como la obtención de sales, la minería de disolución, la extractiva de petróleo o gas y la desalinización de aguas salobres. A ésta última se refiere la presente ponencia dado el desarrollo de gran cantidad de estas operaciones que se está llevando a cabo. No obstante el método de la Inyección en Sondeos Profundos (ISP) es aplicable a la salmuera, cualquiera que sea su procedencia así como una amplia gama de residuos líquidos.

Uno de los problemas más determinantes de la viabilidad de una operación de ósmosis inversa es la gestión del rechazo de salmuera. En gran número de ocasiones el rechazo se vierte al mar, si se encuentra próximo, lo cual no es siempre el así. Por otra parte este vertido al mar encuentra a veces la contestación de algunos sectores de la sociedad. El rechazo contiene, no solo las sales del agua bruta, ya sean naturales o generadas en algún proceso de contaminación (por ejemplo los nitratos), también todo aquel compuesto que se utilice como aditivo en el proceso de ósmosis.

Sin entrar en debate con otros métodos de gestión, en la presente ponencia se trata de presentar la ISP como un método más de gestión de la

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salmuera de rechazo, a tener muy en cuenta junto con los demás para decidir cual es el más rentable y seguro en términos económicos y ambientales.

ESTADO DEL ARTE EN ESTADOS UNIDOS

Históricamente, la ISP ha tenido un desarrollo muy paralelo al de la exploración petrolera, Así la ISP nació de la extracción petrolera en California (USA) en los años 40. Se presentaron graves problemas en la gestión de la salmuera que acompañaba al petróleo (en una proporción de 10 a 1). La solución vino con la reinyección de la salmuera en la misma formación mediante un sondeo “doblete”. A la vez que se solucionó el problema de la salmuera se obtuvieron dos efectos positivos no buscados inicialmente: El mantenimiento de la presión del yacimiento y una notable disminución de la subsidencia provocada por la extracción.

Estado – Julio 2000 Operación Propuesta Activo En Construcción

TotalSondeos

Venice Gardens (RO) 0 1 0 1Englewood (RO) 0 1 0 1Plantation RO (Sarasota 0 1 0 1Gulf Utility (*) 1 0 0 1Acme Improvement District 0 1 0 1Palm Beach County System 1 1 0 2Gasparilla Island RO 1 0 0 1North Martin County (*) 1 1 0 2Plantation East RO 0 0 1 1Burnt Store (RO) 0 1 0 1Boynton Beach (RO) 0 1 0 1Plantation RO (Broward 0 1 0 1Marco Island (*) 0 1 0 1North Collier County (RO) 0 2 0 2Sarasota County (EDR) 0 1 0 1Miramar RO 0 2 0 2Sanibel Island (*) 0 0 1 1Venice Gardens East RO 0 0 1 1Sunrise Sawgrass RO 0 1 0 1Cooper City RO 1 0 0 1Fort Myers RO 1 0 0 1Boynton Beach RO 1 0 0 1South Collier County RO 2 0 0 2Fort Pierce RO 1 0 0 1TOTAL 10 16 3 29

(*) Sondeos que inyectan simultáneamente agua residual urbana y salmuera de ósmosis inversa

Tabla 1.- Operaciones de inyección de salmuera de ósmosis inversa en La Florida (EEUU).

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Actualmente en los EEUU se da el mayor desarrollo de esta tecnología así como de la normativa que se aplica bajo la estricta vigilancia de la Environmental Protection Agency (EPA).Según estimaciones de la EPA (IGME, Noviembre 1989), en 1986 se evacuaban en almacenes subterráneos, mediante ISP, el 11% de todos los residuos líquidos industriales producidos anualmente en los E.E.U.U., lo que representa 43,5 Mm3/año. Después de unos años con el número de operaciones estabilizado por saturación del mercado, ha habido un notable relanzamiento.

Este desarrollo tecnológico ha tenido lugar en parte, gracias a la actitud estricta y vigilante de EPA y de los departamentos de medio ambiente de los diferentes estados.La normativa EPA clasifica los sondeos de Inyección Profunda en cinco clases (www.epa.gov):

CLASE I.- Sondeos altamente sofisticados que inyectan residuospeligrosos y no peligrosos por debajo del acuífero con agua potable más profundo, en una formación permeable separada de dicho acuífero por capas impermeables.

CLASE II.- Sondeos de reinyección de la salmuera procedente de sondeos de extracción de petróleo o gas.

CLASE III.- Sondeos que inyectan agua caliente u otros fluidos con el objeto de extraer minerales. El fluido se extrae y la salmuera producida en la separación de los minerales de interés es reinyectada en la misma formación.

CLASE IV.- Sondeos que inyectan residuos peligrosos o radiactivos dentro o por encima de formaciones con agua potable (PROHIBIDOSACTUALMENTE).

CLASE V.- Sondeos de inyección no incluidos en las clases anteriores. Generalmente son sondeos de “baja tecnología” (en terminología EPA) tales como sistemas sépticos, sondeos de drenaje y sondeos de baja tecnología con dudosa protección de los recursos de agua potable.

Foto 1.- Sondeo de inyección de salmuera de ósmosis inversa en Englewood. La Florida. EEUU.

Es de observar que los sondeos de inyección de salmuera de rechazo de plantas de ósmosis inversa están incluidos en la primera clase. No obstante,

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desde el punto de vista tecnológico también nos interesan los sondeos de inyección de salmuera de otras categorías como la II, la IV y la V, dado que la problemática de la inyección es muy similar.

En la Tabla 1 adjunto se muestran las operaciones de inyección de salmuera procedente de ósmosis inversa (www.epa.gov, diciembre del año 2000) en el estado de La Florida, donde se están desarrollando mayor número de operaciones de este tipo.

En la Figura 1 se indican los sondeos que inyectan salmuera procedente de la industria de extracción hidrocarburos, dado que es ejemplar el número de operaciones, especialmente en los estados de Texas, Nuevo México y California, siendo la problemática muy similar (www.epa.gov).

Figura 1.- Sondeos de Inyección en la Clase II.

CONCEPTO DE INYECCIÓN

En los EEUU todos los sondeos de inyección están contemplados en alguna de las categorías citadas. En España no existe el desarrollo normativo tan extenso e intenso y, dada la legislación vigente debemos diferenciar de entrada dos tipos de inyecciones que se denominarán: A) Vertidos en el subsuelo, en acuíferos libres, sin utilización de una estructura geológica confinada y B) Sondeos de Inyección profunda. Esta diferenciación que se hace viene dada por las diferencias notables de tramitación entre ambos tipos de operaciones.

Los vertidos en el subsuelo deben seguir una tramitación similar a la de cualquier tipo de vertido. Los sondeos de inyección profunda se encuentrancontemplados en la Ley de Minas como aprovechamiento de un recurso de la Sección B, por lo tanto el organismo sustantivo de la tramitación será la Dirección General de Industria de la autonomía correspondiente. Ello no implica la no intervención de Confederaciones Hidrográficas y otros organismos que deben emitir los informes preceptivos correspondientes.

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Vertido en el subsuelo

Es la forma más extendida de inyección y en la mayor parte de los casos sin permisos ni el debido control. Existen multitud de pequeñas desalinizadoras que disponen de dobletes de sondeos, uno para la extracción y otro para el rechazo. Este rechazo se vierte en casi todos los casos en la misma formación de la que se extrae el agua bruta.

Un esquema utilizado también con frecuencia es el vertido en la cuña de intrusión salina, rara vez con los estudios necesarios para asegurar la no inversión del flujo natural, y sin ningún control de la operación. Por otra parte suelen ser sondeos de baja tecnología, sin correctas cementaciones ni entubados, que se utilizan “a muerte”, sin mantenimiento ni vigilancia. Las garantías de protección que este cúmulo de factores ofrece, son mínimas.

Como idea a desarrollar se propone que los agricultores que utilizan la ósmosis inversa se deben mentaliza de que, en cierta medida, dejan de ser agricultores para convertirse en industriales del agua y que, como tales, deben incorporar a su actitud la mentalidad de control de calidad de todo el proceso, incluida la gestión del residuo. Será necesario desarrollar la normativa y los métodos de vigilancia con objeto de que estas operaciones se desarrollen sin impacto hidrogeológico, con una protección extrema de los recursos de agua potable. Son los sondeos que, en la clasificación EPA irían englobados en la Clase V.

Sondeos de Inyección Profunda (ISP)

El sistema ideal para la eliminación de residuos sería aquel que admitiera una cantidad ilimitada del mismo y lo mantuviera siempre fuera del campo de la actividad humana. Excepto soluciones de ciencia-ficción, la solución a nuestra disposición que más se acerca a este concepto es la Inyección mediante Sondeos Profundos (ISP). Para que una operación de ISP se factible se han de dar cuatro condiciones que son necesarias y suficientes (IGME. 1990), es decir, una operación de ISP es posible si y sólo si:

- Existe una formación permeable capaz de admitir el residuo (permeable y transmisiva).

- Existe una formación impermeable que mantiene el residuo confinado el tiempo suficiente hasta su inocuidad.

- Las condiciones de ambas formaciones no cambian con el desarrollo de la operación.

- La operación de ISP no hipoteca otros recursos más importantes. Todos los estudios, evaluaciones, proyectos y obras que se realicen para

la consecución del objetivo de la eliminación deberán tener en cuenta estas cuatro condiciones y demostrar inequívocamente su cumplimiento.

SONDEOS DE INYECCIÓN PROFUNDA

El sondeo de inyección es el elemento principal del sistema de inyección. Su concepción suele ser similar a la de los pozos de producción de petróleo,

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con un diseño especialmente orientado a conseguir las máximas garantías de aislamiento del residuo, eliminando totalmente la posibilidad de contaminación del entorno geológico suprayacente.

Descripción de los esquemas básicos

El sondeo es el mecanismo de comunicación entre la superficie y el subsuelo profundo, tanto para la introducción del residuo como para el control de su evolución durante toda la operación. Por esto, por su alto coste y por las condiciones citadas su construcción es delicada y de gran importancia.

Los sondeos de inyección suelen diseñarse con un acabado estándar en el tramo en el que no afectan a la formación almacén, y diferenciarse en el acabado del tramo inferior que penetra precisamente en dicha formación. Las dos razones principales que condicionan la elección del acabado en la zona de inyección son:

- Que la roca almacén esté o no consolidada. Y en caso de ser cohesiva,su grado de friabilidad.

- El poder corrosivo del residuo. Los esquemas básicos para los sondeos de inyección profunda están

indicados en la Figura 2.

Figura 2.- Esquemas básicos de sondeos de inyección.

Las características comunes a ambos esquemas son las entubaciones y cementaciones telescópicas, de forma que cada formación permeable atravesada debe de ser entubada y cementada independientemente con el fin de asegurar su estanqueidad. La diferencia entre ambos estriba en que la segunda incluye una tubería más, la de inyección propiamente dicha, quedando un espacio anular entre la anterior entubación y esta. Este espacio, cerrado en su parte inferior por un packer, se rellena de un aceite mineral inerte, mantenido a una presión mayor que la presión de inyección del residuo. Cualquier fisura que se produjera en la tubería de inyección es detectada inmediatamente por la caída en la presión del aceite, el cual impide además la salida del residuo al estar a mayor presión que este.

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Foto 2.- Sondeo de Inyección Profunda y sondeo de control (La Florida, EEUU).

Por una parte este sistema, empleado normalmente para residuosaltamente agresivos, ofrece mayor seguridad. El inconveniente estriba en que se introduce una complicación en el sistema. El packer es un punto débil que sufre todas las tensiones provocadas por dilataciones y presiones, lo que implica que tenga que ser cambiado con cierta frecuencia.

Por otra parte, los test de integridad y las pruebas de presión de tuberías y cementaciones ofrecen actualmente suficientes garantías de detección incluso de las fisuras más pequeñas, por lo que este esquema se debe restringir a aquellos casos en que se estime imprescindible.

Los registros de integridad se deben realizar periódicamente. En función del residuo y de las características geológicas, con unos mínimos que debe marcar la administración competente. Las cabezas del sondeo y estructuras de anclaje son componentes bastante estandarizados, y no tienen mayor peculiaridad que el uso de materiales aleados en los casos en que sea necesario por la composición del residuo a inyectar.

En cuanto al acabado del sondeo en la parte enfrentada directamente con la formación almacén, existen tres esquemas básicos: casing perforado, openhole (o sondeo abierto), y empaquetado con grava. El acabado mediante revestimiento perforado es adecuado para aquellos casos en que la formación es friable y hay tendencia a desprenderse las paredes del sondeo taponando su fondo. Para su construcción se perfora el sondeo hasta el fondo de la formación, se instala el casing y se cementa hasta la superficie. Posteriormente se perfora el casing en las partes en las que está enfrentado a las zonas más permeables de la formación. Si el residuo es altamente corrosivo, la parte del casing adyacente a la formación deberá ser de una aleación resistente a la corrosión.

En caso de formaciones altamente consolidadas, como pueden ser

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alguna areniscas y rocas carbonatadas, puede utilizarse el acabado tipo openhole. Se perfora hasta el techo de la formación, se instala el casing y se cementa hasta la superficie. Posteriormente se perfora hasta el fondo de la formación. Esta configuración es útil cuando se inyectan residuos corrosivos, pues solo entran en contacto con un tubing y casing de fibra de vidrio, y cemento resistente al ácido.

Un tercer tipo de acabado, mediante empaquetadura de grava, se utilizaen arenas no consolidadas para evitar que la arena obture la parte inferior del tubing y casing, dificultando la circulación de residuo. Suelen instalarse dos packers para que sea posible realizar operaciones de limpieza retirando el tubing y el packer superior, sin que se estropee la empaquetadura de grava. Este tipo de sondeos aportan una capacidad varias veces mayor a sus equivalentes open hole, debido a que están enfrentados a un área mucho mayor de formación. Por el contrario tienen la desventaja de ser más costosos.

Características del diseño

El diseño de la entubación y cementación de un sondeo de inyección hade tener el objetivo principal de evitar la migración del residuo hacia los niveles superiores atravesados, además de conseguir la máxima eficacia de operación. Es también necesario considerar el problema de la corrosión, especialmente en el caso de la salmuera, y encontrar las medidas de protección necesarias. Hay que definir el espesor y tipo de cemento, número y espesor de los casing, el tubing, sus materiales y tratamiento superficial, calidad del fluido de la formación, calidad del fluido inyectado y vida prevista para el sondeo.

En algunas ocasiones será necesaria la perforación de un pozo piloto de investigación, perforado en diferentes etapas, con el fin de obtener la información necesaria sobre el subsuelo, y poder establecer el programa de perforación más adecuado para el sondeo definitivo, evitando de este modo daños a la formación almacén durante la perforación; lo que supondría una pérdida de inyectividad.

La perforación habrá de planificarse cuidadosamente mediante un plan “paso a paso” en el que se especifique el programa de perforación, toma de muestras, extracción de testigos y procedimiento empleado en los diferentes ensayos. Durante el desarrollo de la perforación es necesario controlar la desviación, para garantizar que el casing podrá ser colocado y centrado adecuadamente para la cementación. La máxima desviación en cada medida no deberá exceder de un grado respecto a la vertical. Asimismo, habrá de observar que las sales empleadas durante la perforación para el control de la densidad del lodo, no afecten a la determinación de la calidad previa del agua, que será la referencia a tomar para la vigilancia mediante los sondeos de control. Acabada la perforación, se limpia el sondeo y se cambia el lodo por otro inerte, que no dañe la formación y que mantenga las paredes del sondeo hasta que se realice el entubado y cementación.

De todos los elementos básicos del sondeo de inyección, el tubing es probablemente el que más condiciona el diseño, puesto que es el elemento encargado de la conducción del residuo, sus dimensiones deben ser las adecuadas para reducir al mínimo las pérdidas por fricción. Por ello

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determinará la capacidad del sondeo y las dimensiones del resto de los casing.El diseño ha de realizarse pues, de dentro hacia fuera.

Foto 3.- Tubing (Sondeo de inyección de agua residual urbana La Florida. EEUU).

Los materiales utilizados en los tubing varían desde los aceros ordinarios y materiales plásticos hasta aleaciones inoxidables, dependiendo de la naturaleza del fluido inyectado. También se utilizan tubos con recubrimientos plásticos superficiales. Los tubing de materiales plásticos, especialmente aquellos reforzados con fibra de vidrio, se emplean frecuentemente, como en el caso de la salmuera . Son muy adecuados para sondeos poco profundos, pero tienen su gran limitación en su escasa resistencia a la rotura y colapsado. Para prevenir posibles colapsados han de trabajar siempre dentro de un espacio anular presurizado, regulado por un sistema capaz de mantener en todo momento una presión diferencial constante entre el interior y el exterior del tubing. Los metálicos rara vez tienes problemas de rotura, aunque debe dotárseles también con un control de presión similar. En algunos sondeos se han empleado también tubings bimetálicos, formados por una capa externa de material resistente recubriendo las paredes del metal base.

Para los packers hay dos formas de diseño básicas: unas en que el tubing está sometido a tracción, y otras en que trabaja a compresión. El primero de ellos es apropiado para tubings metálicos que conducen residuos tibios o calientes. Se ensamblan todas las porciones del tubing dejando que el extremo inferior pueda desplazarse como consecuencia de la dilatación, sin estropear el cierre. El tubing está colgado de la cabeza del sondeo y todas sus juntas están sometidas a tracción. Con tubings de plástico y residuos relativamente fríos, no se presentan problemas de dilatación y pueden instalarse a compresión. Esta disposición resulta normalmente menos costosa por no requerir un packer con cierre deslizante.

El casing a emplear se determinará en función de la vida esperada para la operación del sondeo. El número de ellos, espesor, tipo de materiales, y su longitud han de ser suficientes para garantizar la protección de los recursos de agua dulce y la integridad del sondeo y del estrato confinante. El tramo final del casing debe realizarse con tubería de acero dulce sin soldadura, de espesor

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mínimo de 1/2” (12,7 mm); o bien realizar un diseño alternativo que ofrezca propiedades similares.

La cementación ha de diseñarse también en función de la vida del sondeo, y desarrollarse siguiendo un programa detallado previsto con anterioridad. El cemento empleado debe ser compatible con el fluido inyectado, con los fluidos nativos y con la formación. Debe preverse el uso de aditivos, la proporción agua/cemento y el tipo de agua empleada para la mezcla, de forma que el cemento tenga la consistencia, protección contra la corrosión y resistencia estructural adecuadas. En algunos casos en que el residuo es muy corrosivo, los cementos ordinarios se sustituyen por resinas epoxy, que requieren manipulación especial, por lo que debe disponerse de personal experimentado para su instalación. Estas necesitan tiempos de 24 horas para una solidificación correcta, que normalmente se extienden a 72 horas en la práctica. En cualquier caso, el tiempo se controla mediante la temperatura del fondo del sondeo y la cantidad de catalizadores añadidos.

Para el diseño del casing y de la cementación han de tenerse en cuenta los siguientes factores:

- Profundidad de la zona de inyección. - Presión de inyección, presión externa, presión interna y carga axial. - Diámetro del sondeo. - Dimensiones y clases de todas las tuberías del casing (espesor, diámetro,

peso nominal, longitud, tipo de unión y material de construcción). - Poder de corrosión del fluido inyectado, fluidos de la formación y sus

temperaturas.- Litología de las zonas de inyección y confinamiento. - Tipo y calidad del cemento.

Antes de proceder a la cementación hay que acondicionar el sondeo de forma que el contacto y adhesión del cemento al casing y a la formación sean óptimos, evitando la posible formación de canales y huecos que pongan en peligro la estanqueidad. La perforación del sondeo ha de realizarse a un diámetro nominal suficientemente superior al diámetro externo del casing, de forma que se consiga un anillo de cemento rodeando la última tubería de casing, de un espesor nominal adecuado desde el extremo inferior del casinghasta la superficie del terreno. Algunas normas EPA exigen 5” de espesor de cemento.

Una vez realizada la cementación ha de procederse a un ensayo de verificación para asegurarse de que el cierre obtenido es adecuado para evitar la migración de fluidos a través de canales, espacio microanular o de huecos del cemento. Este ensayo debe comprender un mínimo de pruebas que pueden seguir el siguiente programa:

- Prueba de presión del cierre de cemento en la zona final del casing; para lo cual debe aplicarse una presión superior a 1,5 veces la presión esperada durante la inyección.

- Control de temperatura, realizado dentro de las 48 horas siguientes a la cementación.

- Exploración del contacto y adherencia del cemento.

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Ensayos durante la ejecución del sondeo

Durante la perforación y construcción del sondeo han de realizarse pruebas de seguimiento de la operación que permitan adoptar decisiones correctoras en el caso de que sean necesarias. En ellas se han de incluir:

- Comprobación de las desviaciones con suficiente frecuencia para asegurar que durante la perforación no se alcancen zonas no deseadas.

- Registros geofísicos y pruebas durante las distintas fases de la perforación:

� Para casing de superficie: resistividad, sonic, potencial espontáneo y caliper; antes de que el casing sea instalado; y exploración de la adhesión del cemento (C.B.L.), temperatura y densidad, después de ser instalado y cementado.

� Para casing intermedio y tubing de inyección: resistividad, potencial espontáneo, porosidad y registro gamma, antes de instalarse; detección de fracturas, exploración de la adhesión del cemento, temperatura y densidad, una vez instalado y cementado.

� Para sondeos en que se utilice espacio anular de control no delimitado por la tubería más interna: registro de caliper en el espacio que aloja el tubo de control, y medida de temperatura en dicho tubo, una vez instalado y cementado.

Estudio complementario de la formación almacén

Adicionalmente, durante la ejecución del sondeo deben determinarse las siguientes características de la formación almacén que va a ser inyectada:

- Presión de fluido. - Temperatura. - Presión de fracturación. - Otras características físicas y químicas del almacén. - Características químicas y físicas del fluido de la formación.

Comprobación final del sondeo

Una vez terminada la construcción del sondeo, deben realizarse pruebaspara comprobar su correcto funcionamiento. En ellas deben incluirse, entre otras:

- Comprobación del límite del cemento. - Medida de temperaturas. - Prueba de presión del casing final o tubing, al menos a 1,5 veces la

presión esperada de inyección, durante una hora, y sin caída de presión una vez hechas las correcciones de temperatura.

- Pruebas de inyección. - Pruebas de desplazamiento del fluido almacén.

Medidas de control ambiental durante la perforación

Debe evitarse la descarga en superficie de fluidos provenientes de la

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ejecución del sondeo, cuttings, fluidos del la formación almacén, o de residuos durante los ensayos. Estas descargas pueden ocasionar la contaminación de aguas superficiales o acuíferos con agua potable.

Para realizar los sondeos de inyección deben de utilizarse plataforma de perforación capaces de alojar todas las sustancias contaminantes generadas, y de soportar la máxima carga desarrollada durante la perforación. En zonas donde existen acuíferos de agua dulce no confinados, han de realizarse sondeos de control adicionales, capaces de detectar cualquier contaminación de las operaciones de perforación.

OPERACIÓN Y VIGILANCIA DE LA INYECCIÓN

Normas generales de operación

Durante la inyección deberán observarse ciertas normas generales en cuanto a presión y velocidad del fluido inyectado, y seguir fielmente las indicaciones previstas en los manuales de operación y mantenimiento.

Para mantener la integridad de las formaciones, la presión en el fondo del sondeo (incluida la hidrostática) no podrá exceder de un máximo que se fijará en cada caso, para así garantizar que la presión de inyección no genera nuevas fracturas o propaga las existentes en la zona de inyección, crea fracturas en los estratos confinantes, altera significativamente la capacidad de movimiento del fluido en los cierres permeables, o provoca el escape del residuo o del fluido de la formación hacia dominios de aguas subterráneas dulces. El estudio de todos estos factores permitirá fijar la presión máxima de inyección. Otro aspecto importante a tener en cuenta es el posible deterioro de la estructura del sondeo, que vendrá condicionado por la resistencia máxima de los materiales empleados en su construcción.

Como norma general la inyección del residuo no debería realizarsemediante un casing concebido como protección, ni a través de tuberías que forman el espacio anular de control. Tampoco deberían utilizarse con este fin los sondeos de control, a menos que en su diseño se haya previsto su empleo como sondeo temporal de inyección, o de emergencia.

Se requiere limitar la velocidad del fluido inyectado, para evitar daños en el sondeo o en la formación. El máximo recomendado por las normas EPA es de 2,5 m/s, a menos que se pueda demostrar que no se dañará el sistema con velocidades superiores.

PROBLEMÁTICA DE LA INYECCIÓN. COMPATIBILIDAD

La ISP plantea problemas específicos que han de considerarse en todo momento. Para abordarlos se definen dos conceptos:

Inyectividad, relacionada con la roca almacén, define su aptitud para recibir fluidos inyectados. Inyectabilidad, relacionada con el fluido a inyectar, define su comportamiento y compatibilidad con la roca y con el fluido almacén.

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El fluido que rellena los huecos de la formación almacén, generalmente agua salada, está en un equilibrio físico-químico con la roca almacén casi perfecto, alcanzado a través de millones de años. Nosotros pretendemos introducir un fluido extraño que deshará este equilibrio y se producirán reacciones tendentes a su restablecimiento. Ello puede tener como consecuencia resultados no queridos, tales como precipitaciones que obturen la formación pudiendo hacer irrecuperable el sondeo.

Ya en sus inicios la ISP tuvo que resolver problemas de compatibilidad. En los sondeos doblete de reinyección de la salmuera de aprovechamientos geotérmicos, a pesar de ser el mismo fluido procedente de la misma formación, la diferencia de temperatura provocaba precipitaciones que se hizo necesario evitar con el tratamiento correspondiente.

El residuo ha de compatibilizarse con los materiales del sondeo, con la formación almacén y con el fluido contenido en ella. La variedad de los problemas de compatibilidad que pueden presentarse es muy amplia, especialmente los de naturaleza química. Con frecuencia son complejos y difíciles de detectar, dada la pequeña magnitud de sus efectos que pueden pasar desapercibidos, al nivel de control al que se les suele someter.

Es aconsejable realizar el mayor esfuerzo posible en determinar y evitar los problemas de inyectabilidad, antes de la operación, para evitar los daños irreparables, causados por pequeños efectos progresivos, muy difícilmente reconocibles en su origen.

La variedad de residuos que se pueden presentar en las operaciones de inyección es muy amplia, por lo que, para su análisis, se dividirán en dos grandes grupos, atendiendo a si los residuos evacuados son de naturaleza orgánica o inorgánica.

Procesos relacionados con residuos inorgánicos

Su comportamiento en los dominios subterráneos es más fácil de prever que el de los residuos orgánicos, puesto que todos los productos de reacción posibles, para un determinado compuesto, son finitos y limitados en sus combinaciones con otras sustancias existentes en la zona de inyección.

La consecuencia más frecuente de las reacciones entre los fluidos de la formación e inyectado es la precipitación de sustancias capaces de colmatar la formación, impidiendo la inyección. Se producen por:

- Precipitación de materiales alcalino-térreos - Precipitación de metales - Precipitación de productos de reacciones de oxidación-reducción

Los factores más importantes, a tener presentes en un estudio de compatibilidad, son los siguientes:

- Solubilidad - PH - Adsorción - Características biológicas

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Procesos relacionados con residuos orgánicos

Al contrario que los residuos inorgánicos, los compuestos tóxicos orgánicos pueden perder su toxicidad mediante transformaciones moleculares. Procesos tales como el intercambio iónico, la oxidación, la reducción, la hidrólisis, la ciclación y los procesos biológicos son capaces de transformarlos en no peligrosos, aunque también se puede producir el efecto contrario.

El número de posibles productos de las reacciones es, en este caso, muy superior al correspondiente a los residuos inorgánicos, con lo cual se hace mucho más difícil la previsión de la evolución de los residuos inyectados, en el espacio y en el tiempo.

Los procesos que intervienen en las reacciones citadas son los siguientes:

- Adsorción - Oxidación - Hidrólisis - Degradación por microorganismos - Degradación térmica Las pruebas de compatibilidad que se realizan por simple mezcla de

residuos y fluido nativo, no siempre aportan resultados significativos. Las pruebas deben realizarse bajo las condiciones del estrato almacén. En modelos de laboratorio se ha comprobado que un método para evitar en gran medida el problema de la colmatación, es inyectar antes que el residuo una barrera de aguas no reactivas, de suficiente extensión que impida el contacto del residuo con el fluido de la formación.

Problemas generados en la perforación de sondeos

Parte de los problemas que pueden afectar a las propiedades de recepción de fluidos por parte de la formación (Inyectividad), se generan durante las actividades de perforación del sondeo de inyección y durante la operación en sí misma. En ambos casos su origen podrá ser de naturaleza tanto física como química.

La Inyectividad de una formación almacén puede comenzar a evaluarse a partir de la información previa disponible de sondeos anteriores, situados en el área en la que se pretende realizar la inyección.

Las operaciones de perforación y construcción de los sondeos de inyección puede ser causa de daños irreparables en la formación almacén, por lo que es necesario preverlos con anterioridad al comienzo de cualquier actividad. Con este fin son de especial interés los siguientes datos:

- Conocimiento de las características de los fluidos producidos durante la perforación de los sondeos, con vistas a establecer los procedimientos de perforación adecuados, sobretodo el programa de lodos a emplear.

- Ensayos sobre muestras, orientados a conocer las propiedades físicas y químicas de la roca.

- Estudios sobre muestras, orientados a conocer las propiedades físicas yquímicas de la roca.

- Análisis del fluido de la formación, para conocer el contenido y

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características de las partículas en suspensión y sus posibles efectos en función del caudal de flujo y tiempo de operación.

La causa física más importante de pérdida de inyectividad de una formación permeable, tras la realización de un sondeo de inyección, es la colmatación de poros de la roca por los finos producidos durante la perforación. En la industria del petróleo, es práctica frecuente, durante la realización de sondeos, el uso de lodo de perforación capaz de formar costra que impida la invasión de las formaciones por fluidos de perforación. Sin embargo, muchos sondeos de inyección se perforan con salmuera pura o aguas, utilizando las pérdidas de fluido como indicador de la existencia de zonas de alta permeabilidad y de aquellos niveles más apropiados para realizar la inyección.

En la inyección de residuos industriales por el contrario, este procedimiento tendría más inconvenientes que ventajas cuando se trata de perforar un sondeo de inyección dentro de un almacén permeable por fracturación.. El empleo de una forma u otra de perforación, o de un tipo de lodo concreto, podrá producir diferentes daños de origen físico a la formación almacén, principalmente debidos a las partículas en suspensión, por lo que el programa de perforación del sondeo habrá de prever este tipo de problemas.

El lodo empleado durante la perforación, integrado por una fase acuosa y diversos aditivos, puede ser también causa de importantes pérdidas de inyectividad, por fenómenos de origen químico. Aunque su interacción con la roca almacén pudiera considerarse como un problema de inyectabilidad, el hecho de que se trate de un fluido de naturaleza muy diferente al residuo, inyectado en cantidades variables, con una penetración muy escasa y dentro de una zona muy localizada, hace que el problema tenga un tratamiento diferente al de los residuos inyectados.

Cuando se penetra en la formación de inyección es aconsejable no utilizar lodos bentoníticos que pueden invadir la formación. De ser necesarios son preferibles los lodos a base de polímeros.

Problemas generados durante el desarrollo de la operación

Durante la operación, los problemas se manifiestan mediante el aumento de la presión de inyección, cuando se mantienen caudales constantes. Es de gran importancia advertir la necesidad de prever todas las posibles causas de mal funcionamiento, y adoptar los métodos de construcción que garanticen que la formación no va a ser dañada. Cuando los aumentos de presión son detectados, el daño sobre la formación ya se ha consumado y supone, normalmente, pérdidas permanentes de inyectividad. Esto es especialmente grave en las formaciones detríticas con porosidad primaria intersticial. Los almacenes por fracturación pueden ser recuperados si se actúa a tiempo.

El inconveniente principal estriba en detectar a tiempo el comienzo de los problemas, puesto que los registros de presión normalmente empleados no suelen ser lo suficientemente precisos para una detección precoz. Como consecuencia los sondeos sufren pérdidas de inyectividad que suponen costosos trabajos de reparación y, en algunos casos, su abandono definitivo. Por ello, el diseño del sistema de inyección, su construcción y las propiedades del residuo a inyectar han de establecerse tras la correcta evaluación de toda la

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problemática que pudiera presentarse. Problemas de origen químico y físico son frecuentes en la inyección.

Foto 4.- Cribas para lodos.

Evitar presencia de partículas sólidas en suspensión es una de las labores técnicas más importantes a la hora de inyectar fluido en las formaciones geológicas. Entre los problemas que pueden generar, los más importantes son:

- Obturación del sondeo de inyección por acumulación de sólidos en el fondo.

- Taponamiento de la formación almacén, formando acumulacionesconcéntricas al sondeo.

- Formación de una costra sobre la roca, en la pared interior del sondeo. - Invasión de la formación almacén, formando acumulaciones concéntricas

al sondeo. Los más frecuentes en la inyección son los dos últimos. De ellos, la

formación de costra superficial sobre la roca, puede ser subsanada al menos teóricamente, pero la penetración profunda de las partículas, dentro de la formación, supone un daño permanente y difícilmente reparable.

En relación a las partícula mismas, su origen puede ser triple: Procedentes del fluido inyectado, partículas originadas en la formación y partículas formadas por precipitación cuando existen problemas de compatibilidad.

La inyección de burbujas, al igual que los sólidos en suspensión, puede taponar los poros de la formación inyectada. Por ello puede ser necesario desgasificar algunos residuos, para prevenir la colmatación. Aunque los gases disueltos no provocan estos problemas mecánicos, el oxígeno, el sulfuro de hidrógeno, el dióxido de carbono y otros gases disueltos facilitan la corrosión del sondeo de inyección e instalaciones de superficie. Pueden también intervenir en reacciones que produzcan precipitados colmatantes.

La presencia de microorganismos en el residuo inyectado, puede ser causa de colmatación de la formación almacén y de la obstrucción de conductos y filtros del sistema de inyección. Por simple crecimiento, algunos microorganismos vivos son capaces de formar masas que, al ser inyectadas,

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producirán la colmatación de los poros de la roca almacén. Existen cinco tipos de microorganismos que plantean problemas en la

inyección:- Las algas - Los mohos - Las bacterias ferrosas (grupo crenótrix y leptótrix)- Las bacterias sulfato-reductoras (sparovibrio desulfuricans)- Las bacterias productoras de lodos

Efectos de la presión

Figura 3.- Variación de la presión con el caudal de inyección (Donalson, 1979).

Generalmente, la inyección de residuos requiere la aplicación de una presión superior a la natural del fluido contenido en la formación. La distribución de presiones dentro del acuífero durante la operación, presenta su valor máximo en el sondeo y decrece al alejarse radialmente del mismo, de forma casi proporcional a la distancia. El exceso de presión necesario y su área de influencia de penden de las características del acuífero receptor, de los fluidos nativos, de la cantidad de residuo inyectada y del tiempo necesario para la inyección. El empleo de presiones excesivas puede conducir a la fracturación hidráulica de la formación permeable, o a la migración de residuos hacia niveles más superficiales, a través del entorno más próximo al sondeo de inyección. Para una operación de inyección segura ha de conocerse cual es la mayor presión de inyección admisible.

El control permanente de esta variable es imprescindible. De acuerdo con Donalson (1979, Figura 3), el índice de inyectividad es un excelente indicador del comportamiento del sondeo. Se define el índice de inyectividad, como la variación del caudal inyectado en función de la presión de inyección, por unidad de espesor de la formación. En una representación cartesiana de los caudales inyectados, frente a las presiones empleadas, su valor corresponde con el de la pendiente de la recta obtenida.

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Este índice es característico de cada sondo y permanece constante mientras no cambien la porosidad y la permeabilidad de la formación, o el radio de influencia del sondeo. Un aumento brusco, como el indicado en la figura, supone un aumento del radio de influencia del sondeo, a causa de una fractura inducida hidráulicamente. Un descenso progresivo de pendiente hidráulica indica una pérdida de porosidad y permeabilidad en la formación inyectada, generalmente por colmatación. Asimismo, la evolución del índice de inyectividad puede revelar daños en el sondeo, drenaje del residuo hacia otros niveles u otras deficiencias surgidas durante la operación.

En todo proyecto de inyección de residuos debe realizarse una previsión de la presión a que puede producirse fracturación hidráulica o movimientos por fractura. Para ello es necesaria una estimación del estado de esfuerzos al que está sometida la formación a la profundidad a la que va a inyectarse.

En las series sedimentarias el esfuerzo máximo, en dirección vertical, aumenta con la profundidad debido a la carga creciente que suponen espesores cada vez mayores de roca y fluido. El valor promedio de este aumento es de 1 psi/ft. Los esfuerzos laterales dependen de las condiciones geológicas existentes, pudiendo superar al vertical en zonas de compresiones tectónicas activas. Su evaluación se realiza a partir de datos sobre fracturación hidráulica, procedentes de otros sondeos, o en base al conocimiento existente de la tectónica regional.

La ecuación del esfuerzo total, normal a un plano arbitrario, dentro de un medio poroso es: S=P+�(F:L)

Donde S representa el esfuerzo total, P la presión del fluido y � elesfuerzo efectivo (éste representa el esfuerzo disponible para resistir la fracturación hidráulica). Si el esfuerzo total permanece constante, un aumento de la presión del fluido, debido a la inyección, hace que el esfuerzo efectivo disminuya. La fracturación hidráulica se producirá cuando la inyección de fluido llegue a anular el esfuerzo efectivo.

En ocasiones, la generación de fracturas de forma artificial, mediante presión de un fluido, ha sido empleada como técnica para mejorar la permeabilidad de las formaciones. Sin embargo, no es aconsejable en la inyección de residuos, puesto que existe el riesgo de originar fracturas que alcancen los niveles impermeables confinantes.

Efectos de la densidad

La relación de densidades entre el efluente inyectado y el fluido de la formación, condiciona enormemente la difusión del residuo dentro del nivel almacén. En aquellos casos en que la densidad del residuo sea superior, se dispersará ocupando el espacio adyacente al muro de la formación. Todo lo contrario ocurrirá cuando el residuo sea menos denso que el fluido nativo. Esto hace que el residuo alcance la máxima concentración a techo o a muro de la formación, dispersándose únicamente en estas áreas, desaprovechando parte del espesor de la formación y favoreciendo una más rápida extensión lateral de los contaminantes.

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Figura 4.- Efecto de la densidad.

Con vistas a limitar al máximo la migración del residuo inyectado, han de buscarse zonas cuya estructura tectónica dificulte lo más posible su movimiento lateral (Figura 4). Asimismo, dado que la dispersión es más rápida en las zonas inclinadas del acuífero, es conveniente que la inyección se realice en puntos desviados del eje de la estructura, hacia las zonas de flanco, con el fin de que el residuo se distribuya a lo largo de toda la sección del estrato.

Migración de los residuos a largo plazo

En el transporte y evolución de los residuos con el tiempo dentro del entorno subterráneo intervienen fenómenos físicos, químicos y microbiológicos. A pesar de la complejidad que presenta el problema de su previsión, si estos procesos son bien definidos, pueden modelizarse de forma satisfactoria. La Hidrogeología aporta respuestas cuantitativas sobre flujo de fluidos en el subsuelo, valiéndose de las ciencia matemáticas, químicas, geológicas y físicas. Hasta la actualidad se han desarrollado múltiples tipos de modelos matemáticos basados en diferentes variables dependientes, que permiten predecir la evolución de ciertas especies químicas en unas condiciones determinadas.

El desarrollo de los modelos matemáticos ha sido posible gracias al conocimiento de los compuestos integrantes de los residuos mediante investigaciones de laboratorio. A pesar de ello, el ambiente geológico profundo presenta variables adicionales aún no estudiadas suficientemente, y el grado de incertidumbre en las predicciones de los modelos es todavía grande. Su perfeccionamiento requiere mayor investigación de los procesos, y su verificación mediante ensayos con trazadores y pruebas piloto en el campo.

Alguno de los problemas que se presentan al modelizar se citan a continuación:

- La dispersión hidrodinámica. El movimiento de solutos puede ser afectado notablemente por la dispersión física. En condiciones naturales, la dispersión puede ser de 1.000 a 10.000 veces mayor a la medida en el laboratorio. Aunque es posible estimar un valor asintótico para la dispersividad (el valor aproximado después de una distancia de flujo

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relativamente grande) a partir de las propiedades estadísticas de la conductividad hidráulica, no existe criterio para cuantificar la dispersión antes de que alcance el valor asintótico.

- Flujo multifase. El transporte de los compuestos químicos puede ocurrir en forma de gas o fase líquida separada de la fase acuosa. Son necesarios métodos cuantitativos para tener en cuenta el transporte multifase.

- Flujo en medios fracturados. Para valorar la aptitud de un emplazamiento para almacenar residuos peligrosos es necesario conocer el movimiento del residuo en caso de contaminación. La gran heterogeneidad de los sistemas fracturados exige más aproximación que el tratamiento clásico de los medios porosos. El flujo en estos medios puede estimarse mediante adición de flujos a través de fracturas individuales o estimando un valor estadístico de fracturación para todo el macizo rocoso.

- Reacciones químicas y microbiológicas. Hasta el momento, sólo pueden ser consideradas en la ecuación de transporte reacciones químicas simples, requiriendo hipótesis simplificadoras.

- El control y gestión de los recursos de agua subterránea requiere conocer la extensión y grado de movimiento de los contaminantes en las zonas saturadas. Aunque se ha desarrollado modelos matemáticos de transporte de sistemas subterráneos, con frecuencia muchos de los parámetros implicados en el modelo no han sido suficientemente investigados.

- Las técnicas matemáticas que describen el transporte y las reacciones de las especies químicas disueltas durante su flujo en un medio poroso saturado son necesarias para predecir cambios en la calidad de los estratos subterráneos. Tales predicciones han de aportarnos capacidad de decisión previa a una posible inyección de residuos, e información para adoptar medidas correctivas si fuese necesario.

- El movimiento de las sustancias inyectadas dentro de los acuíferos subterráneos es consecuencia principalmente de la circulación de fluidos. Sin embargo, el movimiento de solutos puede ser afectado grandemente por la dispersión física, intercambio iónico, disolución y precipitación de minerales y filtrado de iones. Sin conocer cómo estos factores afectan al movimiento del residuo, la predicción de su concentración en el tiempo y en el espacio será bastante imprecisa. Los párrafos anteriores ilustran la dificultad de tener un conocimiento

profundo sobre las interacciones y compatibilidad de los residuos contenidos en las formaciones y los residuos inyectados, así como de la evolución a largo plazo de estos últimos. Las teorías y modelos experimentales de laboratorio actualmente manejados son válidos; sin embargo, aún es necesario mucho trabajo experimental para confirmar la teoría y como consecuencia su aplicación a modelos matemáticos.

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EJECUCIÓN DEL SISTEMA

Entre la medidas o requisitos esenciales que se deben observar durante la ejecución del sistema, para prevenir la contaminación durante esta etapa y la de inyección, hay que citar las siguientes:

- Seguir el proyecto y programa (incluyendo las especificaciones establecidas para la etapa anterior).

- Evitar la descarga en superficie de fluidos provenientes de la ejecución del sondeo o, de acuíferos que contienen agua de baja calidad. Estas descargas pueden ocasionar contaminación de aguas superficiales o de acuíferos con agua potable.

- Obtener la mayor cantidad de datos hidrogeológicos posible, con objeto de confirmar los criterios establecidos en la etapa anterior y obtener la información necesaria para hacer modificaciones al diseño original, cuando estas hayan de hacerse.

- Recopilar en un informe final todos los datos y detalles de ejecución, tal como ocurrieron en la obra, así como los datos hidrogeológicos recopilados. Es muy importante incluir todos los detalles, en especial los de entubación y cementación, así como los resultados de todas las pruebas realizadas durante la ejecución, incluyendo pruebas de bombeo e inyección.

- Preparar un Manual de Operación y Mantenimiento, destinado a familiarizara los operadores del sistema con las ideas de los diseñadores para la inyección, mantenimiento y posibles reparaciones. El informe sobre el proceso de ejecución, mantenimiento y posibles reparaciones. El informe sobre el proceso de ejecución, descrito en el apartado anterior, debe ser un suplemento al manual de operación y mantenimiento. Este manual de be contener además el programa y las normas detalladas con que se llevará a cabo la vigilancia de la operación del sistema.

OPERACIÓN DE INYECCIÓN Y CONTROL DE LA MISMA

El método de vigilancia variará, de un sistema a otro, de acuerdo con el tipo de fluido que se inyecte, la hidrogeología del lugar y el tipo de instalacióndel cual el sistema de inyección forma parte (industrial, municipal, etc.). No obstante, hay una serie de normas y datos a controlar que son prácticamente comunes para todos los sistemas, y que se resumen a continuación.

- Caudal que se inyecta - Presión en la cabeza de inyección - Presión del acuífero o acuíferos vecinos a la formación receptora y que

puedan ser afectados por la inyección. La vigilancia de estos tres puntos debe hacerse en forma continua con

aparatos registradores que permitan una comparación de las variaciones de presión con los caudales y con la presión original que, deberá ser determinada antes del comienzo de la inyección.

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Foto 5.- Sondeo de inyección sondeo de control y plataforma (La Florida. EEUU).

Son necesarios sondeos de control por encima de la zona de inyección próxima al sondeo. Mediante ellos se verificará la ausencia de movimientos de fluidos en las zonas adyacentes al sondeo y la eficacia confinante a largo plazo de la cobertera del almacén. Deberían disponerse también, otros sondeos que afecten al almacén y a los niveles superiores, situados a una distancia variable del sondeo de inyección, con el fin de tener un control regional.

Existen dos tipos de diseño clásicos, tanto para la vigilancia regional como para la zona adyacente al sondeo de inyección. El primero es el conocido como cluster, consistente en dos o más tubos de diferentes longitudes, emplazados dentro de un único sondeo, para controlar dos o más zonas discretas de forma independiente. El segundo de ellos es el sistema multihorizonte que controla dos o más zonas discretas, pero de forma conjunta, sin aislar cada uno de los niveles.

Foto 6.- Sondeo de control (La Florida. EEUU).

La perforación y cementación de los sondeos de control y seguimiento se ha de realizar con similares requerimientos a los indicados para los sondeos de

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inyección. La elección de las tuberías debe responder también a criterios similares. Asimismo, puede ser necesario, en algunos casos, la construcción de un sondeo piloto de exploración, para testificación y otros propósitos.

Es obligado comprobar la eficacia de los sondeos tras su construcción.Las pruebas a realizar deben incluir, como mínimo, las siguientes:

- Exploración del contacto y adhesión del cemento (C.B.L.). - Registro de la temperatura.- Prueba de presión, al menos a 1,5 veces la presión esperada de trabajo y

no inferior a 50 psi, durante una hora y sin registrar caídas de presión tras la corrección de temperatura.

- Prueba de bombeo para determinar si el sondeo tiene capacidad y para obtener muestras de agua subterránea representativas.

- Análisis químicos de agua, procedente de los estratos en contacto con el sondeo.

- Medida del nivel de agua, referidas al nivel medio del mar.

UN EJEMPLO EN ESPAÑA. COMUNIDAD DE REGANTES MURCIA SUR

Introducción

Sondeos de inyección profunda de salmuera procedente de ósmosis inversa en España, únicamente existen dos. Una operación en Benferri (Alicante) y la que se describe más adelante, de la Comunidad de Regantes Murcia Sur, en el Campo de Cartagena (Murcia). Existe una operación de inyección de salmuera muy antigua, de los años 50, que inyectó salmuera procedente de industria minera. Es una operación de Potasas de Navarra (posteriormente Potasas de Subiza y hoy desaparecida) que en su momento salvó a la empresa de su desaparición, pues la alternativa de salmueroducto hasta el mar Cantábrico era económicamente inviable. Estuvo en operación durante más de 30 años.

Foto 7.- Sondeo de Inyección de salmuera en Benferri (Alicante).

La Comunidad de Regantes Murcia Sur, ubicada en el Campo de Cartagena, deseaba desalar recursos subterráneos salobres, de una salinidad

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del orden de 4-6 gr/L. Inicialmente solicitaron el vertido de la salmuera de rechazo al Mar Menor, lo que fue denegado por la Administración. La alternativa de vertido al Mar Mayor era económicamente inviable dada la distancia al mismo (más de 40 km). Por todo ello consultaron al IGME las posibilidades de la ISP para su gestión de la salmuera en la zona del Campo de Cartagena.

Foto 8.- Sondeo de inyección de Potasas de Navarra.

En base a los resultados del estudio de previabilidad llevado a cabo por el IGME, la comunidad de regantes encargó a la empresa consultora Tecnología y Recursos de la Tierra (TRT) la ejecución de un programa de reconocimiento previo y ensayos mediante la realización de un sondeo de investigación/inyección en el área comprendida en el Permiso de Exploración “Campo de Murcia Sur 1”.

En este reconocimiento se han realizado las labores previstas y que estaban contenidas en el programa presentado en la Dirección General de Industria, Energía y Minas y autorizado por ésta.

Estas labores realizadas comprenden los siguientes apartados: - Síntesis geológica y geología de detalle en afloramientos. Definición de

formaciones permeables. Modelos de Inyección. - Síntesis geofísica y definición de estructura subterránea. - Perforación de un sondeo de reconocimiento, estudio geológico de los

materiales perforados. - Limpieza y desarrollo de sondeo. Ensayos de producción. Caracterización

del fluido existente en los almacenes. - Ensayos de inyección a diferentes caudales. - Síntesis hidrogeológica. Red de seguimiento y control de niveles

piezométricos y de calidad del agua. Confinamiento de las formaciones almacén.Como resultado de los trabajos realizados ha sido posible definir una

estructura subterránea que afecta a una formación almacén que cumple, a la

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vista de los datos actualmente disponibles con las condiciones de confinamiento y seguridad exigibles a una estructura geológica de este tipo.

En los apartados siguientes se presentan las conclusiones más relevantesde los trabajos realizados y que en conjunto permiten recomendar la declaración de una estructura subterránea que bajo la denominación Murcia-Sur 1 pueda ser explotada en el futuro, si la autoridad competente lo autoriza, para el almacenamiento y eliminación de una salmuera procedente de plantas de ósmosis inversa de desalinización de aguas de pozos y sondeos situados en el área de estudio. La salinidad de las aguas de estos pozos y sondeos es del orden de 4-6 g/litro, mientras que la salinidad de la salmuera de rechazo es del orden de 12-15 g/litro y la salinidad del agua de la formación almacén supera los 17 g/litro con una conductividad de 22.000-25.000 �S/cm.

El trámite administrativo se encuentra en la fase de calificación de la estructura geológica.

Síntesis geológica. Definición del modelo de inyección.

El Campo de Cartagena constituye una cubeta geológica, con un sustrato de origen triásico, afectado por una orogenia alpina compleja, y un relleno neógeno con materiales de distinta índole que abarcan desde Serravalliense a Cuaternario.

La estratigrafía y litología de ambas unidades: sustrato triásico y relleno neógeno, abarcan diferentes tipos de materiales entre los que cabe citar los siguientes:

- Materiales triásicos permeables, como dolomías, calizas y mármoles. - Materiales triásicos impermeables, como filitas, esquistos y

micaesquistos, pizarras y cuarcitas. - Materiales neógenos permeables, como calcarenitas o calizas

bioclásticas, areniscas, conglomerados y arenas. - Materiales neógenos impermeables, como arcillas, margas verdes, azules

o grises, conglomerados muy cementados, etc. La alternancia de estos materiales, junto con la tectónica de bloques

hundidos y levantados, permite definir modelos de inyección basados en la presencia de formaciones permeables que constituyen el almacén, cubiertas por potentes formaciones impermeables que constituyen la cobertura o confinamiento.

Este modelo se repite en diferentes tramos de la estratigrafía, siendo especialmente importante desde el punto de vista investigado, el modelo en el que la formación almacén la constituye los materiales carbonatados del techo del triásico (dolomías, calizas y mármoles) y la formación confinante la constituye las potentes capas impermeables del tortoniense margoso.

Síntesis geofísica, definición de la estructura subterránea.

Las prospecciones físicas realizadas con anterioridad en la zona: prospección eléctrica, prospección gravimétrica y prospección sísmica han permitido en una interpretación global definir una estructura subterránea que obedece al modelo antes citado. La síntesis de los mapas gravimétricos

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estudiados permite delimitar mediante fallas una amplia zona en la que las formaciones permeables triásica se encuentran aisladas lateralmente.

Los valores de resistividad de estos materiales permeables (dolomías, calizas y mármoles) permite suponer que contienen agua de elevada salinidad.

La escasa información de prospección sísmica confirma la existencia de las citadas fallas como delimitación de la estructura. La superficie estimada de dicha estructura supera los 35 km2.

Sondeo de reconocimiento y ensayos

Una vez delimitada la estructura se programó la perforación de un sondeo profundo de reconocimiento, que fue realizado entre febrero y mayo de 1999. La profundidad final del sondeo fue de 887 metros, alcanzando los micaesquistos y pizarras del triásico. El esquema de acabado y columna atravesada se indican en la Figura 5.

Este sondeo está dotado de un acabado adecuado a los ensayos de inyección de manera que todas las formaciones neógenas hasta los 540 metros se encuentran entubadas y cementadas. Para ello se ha empleado tubería-casing de tipo petrolero y bajo normas A.P.I., en su dimensionado, roscado y fabricación. La zona final del sondeo, donde se encuentran los almacenes con agua salada, han quedado protegidas con un casing de 75/8” ranurado para ensayos.

Esquemáticamente, el sondeo ha perforado hasta los 539 metros losmateriales neógenos de diferente estratigrafías: cuaternario, plioceno, andaluciense y tortoniense. A partir de 539 metros se han atravesado terrenos de edad Serravalliense hasta 652 metros.

Foto 9.- Perforación (Hermanos Minguez S.L.).

A partir de 652 metros se cortaron materiales pertenecientes al sustrato triásico. En su tramo superior (652-748) estos materiales comprenden algunos

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tramos de dolomías y calizas permeables. A partir de 748 m los materiales son básicamente impermeables, salvo la inclusión de algunas capas de cuarcitas y mármoles que presentan cierta permeabilidad.

Figura 5.- Columna atravesada y acabado del sondeo.

Una vez acabado el sondeo se sometió a una fase de limpieza y desarrollo que culminó con un bombeo de 53 horas a un caudal de 12-14 l/s que permitió limpiar absolutamente el sondeo y tomar muestras representativas

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del agua de la formación almacén. La transmisividad estimada de la formación es de 60-70 m2/día. El agua de formación tiene una temperatura de 48-49ºC y una conductividad superior a 25.000 �S/cm. Es un agua clorurada sulfatada sódica con un contenido en sales superior a 17.000 mg/l.

Ensayos de inyección

Concluidas las fases anteriores, se han realizado durante dos meses ensayos de inyección de salmuera a diversos caudales. En total se han inyectado en 1553 horas un volumen de 114.150 m3, de una salmuera de 14.000-15.000 �S/cm de conductividad.

De acuerdo con estos datos se puede estimar que el caudal de inyección podrá supera los 30 l/s, sin llegar a una inyección a presión. Para definir el caudal de inyección definitivo se recomienda realizar ensayos con caudal superior a los 30 l/s (que no ha sido posible realizar hasta la fecha) y por un tiempo superior a 1.5 ó 2 meses.

Con los datos disponibles es posible anticipar que la inyección de 30 l/s produce una sobrepresión en el almacén de 80-85 metros de agua. Caudales menores como 18 l/s y 22 l/s producen sobrepresiones de 30-40 metros y 60-65 metros respectivamente.

Durante la ejecución del sondeo y de los ensayos mencionados se ha llevado a cabo un control piezométrico e hidroquímico de los acuíferos Plioceno y Andaluciense. No se ha detectado ninguna alteración en las condiciones piezométricas o de calidad de los sondeos controlados.

Se propone continuar en el futuro con el control de una red constituida por un conjunto de sondeos de 300-400 metros de profundidad que explotan el acuífero andaluciense.

AGRADECIMIENTOS

La presente ponencia ha sido realizada en base a sucesivos estudios sobre ISP del Instituto Tecnológico Geominero de España, muchos de ellos en estrecha colaboración con la Excma. Diputación Provincial de Alicante.

Agradeco la valiosísima colaboración de D. Ignacio García Bengochea, de CH2M & HILL por sus aportaciones a dichos estudios y el mucho tiempo dedicado a acompañamiento en visitas a instalaciones en EEUU y a continuas consultas.

Agradezco la colaboración a la empresa TRT y a la Comunidad de Regantes Murcia Sur la cesión del proyecto y los datos de sus instalaciones en el Campo de Cartagena.

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

IGME (1990). La Inyección de residuos líquidos. Una alternativa.Colección Lucha contra la Contaminación.

Michael B.Cook. (1989). Seminario: La Inyección en Sondeos Profundos.

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Una alternativa en la lucha contra la contaminación (IGME). Ramos González G., López Geta J.A., Sánchez Guzmán J.(1988).

Metodología de eliminación de residuos en estructuras subterráneas. Posibilidades del subsuelo español. VIII Congreso Internacional de Minería Y Metalurgia. Tomo 8: 281-305. Oviedo.

Ramos González, G. (1996). Utilización del espacio subterráneo para usos medioambientales II Congreso Nacional del Medio Ambiente. Madrid.

Ramos González G. (1996). Gestión de residuos líquidos industriales mediante Inyección Profunda. III Actas del Congreso Latinoamericano de Geología. Caracas (Venezuela).

Ramos González G., Sánchez Sánchez, E. (1995). Viabilidad de la gestión de salmuera procedente de ósmosis inversa mediante ISP. Caso de Benferri (Alicante). VI Simposio de Hidrogeología. AEHS. Sevilla.

Ramos González, G. (1994). La Inyección Profunda en Huelva. Un método muy seguro para la eliminación de residuos líquidos. Revista Ingeniería Civil (CEDEX).

Ramos González, G. (1990). La Inyección de residuos líquidos mediante Sondeos Profundos Revista Industria Minera. Octubre de 1990.

Estudios del Instituto Geológico y Minero de España: Desde el año 1988 el IGME ha llevado a cabo diversos estudios que se iniciaron con una revisión de la metodología de la Inyección en Sondeos Profundos (ISP) y continuaron con estudios de previabilidad en amplias zonas de España así como la previabilidad de operaciones específicas. Todos ellos, así como publicaciones al respecto, se pueden consultar en el centro de documentación de dicho organismo.

Donalson, Erle C.; Thomas, Rex D.; Johnston, Kenneth H. (1974). Subsurface Waste Injection in the United States: Fifteen Case Histories. Bureau of Mines, Washington, D.C.

LA ISP EN INTERNET

Ante todo recomendar la consulta a la página web del “Ground Water Protecction Council”(www.gwpc.org) , asociación patrocinada por la “Environmental Protecction Agency” (www.epa.gov) de los Estados Unidos de América en la que trabajan unidos empresas, técnicos, asociaciones ecologistas y la propia EPA. Realizan del orden de cuatro reuniones al año y poseen una larga experiencia y numerosas publicaciones sobre todos los aspectos de la Inyección Profunda .

Otras direcciones de interés son: “National Technical Information Service” (www.ntis.gov) y “The American Petroleum Institute” (www.api.org).

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Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 255-260, 2002, Almería

LA DESALACIÓN Y LOS ECOSISTEMAS SALOBRES*

Javier Fábregas González

Dpto. Recursos Hídricos, Aguas de Murcia, Plaza Circular nº 9, 30008 Murciajfabregas@emuasa.es

RESUMEN.- Este Proyecto de investigación surge de la identificación clara de los problemas ambientales que presentan dos actividades, tan desligadas entre sí, como son la Desalinización de aguas continentales y la Regeneración de ecosistemas salobres. La primera presenta una barrera prácticamente infranqueable asociada al vertido de las salmueras, para las que únicamente cabe su traslado y evacuación al mar, lo cual origina normalmente la inviabilidad económica del proyecto. Por otra parte, las iniciativas de restauración de humedales no han alcanzado el éxito que en principio se esperaba de ellas debido a la falta de disponibilidad de recursos hídricos apropiados para este fin. La evidente similitud existente entre la composición de las salmueras de las plantas desalinizadoras y la calidad de las aguas que constituyen los humedales naturales dota de grandes expectativas al establecimiento de una posible simbiosis entre ambas actividades, como fuente idónea de recursos para la regeneración de humedales y también como alternativa ecológica para la evacuaciónde salmueras procedentes de la desalinización de aguas continentales.

ANTECEDENTES

La desalación de aguas marinas y la desalinización de aguascontinentales ha creado grandes expectativas en la Cuenca del Segura, como único medio de conseguir mayor calidad, garantía y disponibilidad de recursos hídricos, en una zona afectada por un déficit estructural, y donde todos los recursos disponibles, incluido las aguas residuales urbanas, se encuentran asignados y sin apenas posibilidades de conseguir mayor grado de eficiencia.

No obstante, todos y cada uno de los proyectos de desalación y desalinización de aguas que se han planteado o ejecutado hasta el momento, han presentado una barrera prácticamente infranqueable asociada al vertido de las salmueras que irremediablemente originan estos procesos industriales. Unas salmueras que, al contemplarse únicamente desde la óptica de los

* Proyecto de investigación sobre la utilización ecológica,turística o mineromedicinal de las salmueras procedentes de plantas desalinizadoras

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residuos y por tanto con impactos negativos sobre el medio ambiente, sólo cabe su traslado y evacuación al mar, lo cual conlleva la realización de grandes inversiones que no suelen ser coherentes con la entidad económica de dichos proyectos y, por tanto, terminan originando su inviabilidad.

Por otra parte, La sequía y el desarrollo agrícola, ganadero e industrial, está llevando a los humedales y ecosistemas salobres en general a una situación de degradación progresiva hasta encontrarse entre los sistemas ecológicos más amenazados de la biosfera.

Es evidente que es necesario detener esta tendencia al deterioro y pérdida de superficie encharcable en la Cuenca del Segura y aunque lasmedidas preventivas, es decir una política racional de gestión y conservación de la integridad funcional de estos ecosistemas, debe ser prioritaria, debemos considerar la posibilidad de crear nuevos humedales y desarrollar proyectos de restauración ecológica en otros que se encuentran alterados o desaparecidos.

Laguna salobre de Fuente Piedra. Málaga

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Hoy día, aunque en líneas de actuación independientes, son objetivos prioritarios de la Ley de Aguas, la flexibilización de los procedimientos de desalación y el diseño y desarrollo de programas de rehabilitación y restauración de humedales, tanto para incrementar la disponibilidad de recursos hídricos en zonas deficitarias, como para potenciar toda una serie de actuaciones encaminadas a la conservación y restauración ecológica de aquellos.

No obstante y al igual que ocurre con la desalación, los proyectos de restauración de humedales no han alcanzado el éxito que en principio se esperaba de ellos debido a la falta de disponibilidad de recursos hídricos apropiados para este fin.

En la provincia de Murcia son bien conocidos los humedales costeros del Mar Menor como el Carrizal de las Salinas de San Pedro del Pinatar, las antiguas Salinas de Punta Galera, la Marina de Carmolí, el Saladar de Lo Pollo, o las Salinas de Marchamalo, y sin embargo, existe un gran vacío de información y, por tanto, de estrategias de restauración ecológica de los saladares interiores asociados a ambientes fluctuantes, como la Rambla del Ajauque, las Salinas de Rambla Salada y el propio Embalse de Santomera, la Rambla del Carrizalejo y el Salar de Archena, Las salinas de Sangonera, los Criptosaladares del Guadalentín y el Saladillo de Mazarrón, entre otros.

INTRODUCCIÓN

La simbiosis entre Plantas desalinizadoras y Ecosistemas salobres se presenta pues como fuente idónea de recursos para la regeneración de humedales y también como alternativa ecológica para la evacuación de salmueras procedentes de la desalinización de aguas continentales.

Membranas de ósmosis inversa.

Se trata de un proceso combinado entre dos actividades aparentemente incompatibles y con una consideración ambiental ciertamente contrapuesta, que adquiere una gran dosis de viabilidad atendiendo a la evidente similitud existente entre la composición de las salmueras de las plantas desalinizadoras

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y la calidad de las aguas que constituyen estos humedales naturales; así como un gran paralelismo en lo que respecta a los procesos de concentración de sales y sus posibles afecciones medioambientales:

- En cuanto al origen, aunque unas aguas se consideran de origen naturalfrente a las otras que proceden de una actividad industrial, el concepto de natural expresa en estas el carácter de habitual de las mismas en un determinado espacio ambiental durante al menos varias generaciones, lo cual nos ha permitido verificar, en este caso, las peculiaridades de un ecosistema salobre ciertamente diferenciado de otros, que aporta la riqueza y diversidad en especies vegetales y animales para su consideración habitual como espacios naturales protegidos.

Laguna endorréica de la Ratosa. Málaga

- La composición, aunque aparentemente es otra gran diferencia entre estos dos tipos de aguas salobres, la realidad es bien diferente ya que, en ambos casos, los procedimientos de mineralización a los que han sido sometidas suelen conducir a idénticos resultados, tanto por lixiviación natural de los materiales por donde discurren las aguas continentales, como por concentración artificial de las mismas aguas naturales.

- La afección a otros ecosistemas puede, en determinados casos, considerarse como diferencia clara entre estos dos tipos de aguas, en tanto en cuanto las aguas salobres naturales, en su discurrir a lo largo del tiempo, han abierto caminos y configurado límites definidos entre ellas y los ecosistemas vecinos, no contemplándose, en ningún momento, afecciones medioambientales entre los mismos. Por el contrario, cuando aguas salobres procedentes de la desalación inundan ecosistemas de agua dulce se considera que se altera el equilibrio existente, ya que sólo

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la continuidad de los nuevos flujos a lo largo del tiempo puede dar origen a un nuevo espacio ambiental salobre, que podríamos denominar natural, con el consiguiente reequilibrio entre ecosistemas.

- La utilidad, es sin duda, la principal diferencia que en la actualidad presentan estos dos tipo de aguas salobres. Las aguas de origen natural, aparte de configurar espacios protegidos, suelen generar actividades económicas relacionadas con la comercialización de aguas minerales y con el establecimiento de balnearios, termas, baños, etc., todas ellas de interesantes repercusiones turísticas, cada día con mayores demandas. Sin embargo, las salmueras procedentes de la desalinización no presentan, hasta la actualidad, ninguna utilidad reconocida que les haga objeto de interés. Como conclusión podríamos decir que no se aprecian diferencias entre

los dos tipos de agua contemplados, tan solo las incertidumbres derivadas del carácter incipiente y desconocido de las aguas salobres procedentes de la desalinización, que pueden ser resueltas a través de una mayor investigación en este campo.

DESCRIPCIÓN DEL PROYECTO DE INVESTIGACIÓN

El extraordinario valor ecológico de los humedales salobres y el no menosinteresante papel de la desalinización de aguas continentales, han condicionado la redacción del presente Proyecto de investigación en el que se estudiará la viabilidad que presentan las salmueras procedentes de plantas desalinizadoras para la restauración ecológica de humedales alterados o desaparecidos.

Se trata de estudiar las posibilidades de abordar, de forma combinada,proyectos ambientales en pro de la regeneración de espacios naturales y la mejora de la calidad, garantía y disponibilidad de recursos hídricos, que no resultan viables cuando se contemplan de forma aislada.

Además, con este trabajo se pretende cambiar la imagen que actualmente presentan las salmueras procedentes de plantas desalinizadoras, por otro más acorde con sus posibilidades de utilización, a semejanza de las que presentan las aguas salobres de origen natural.

Debido a la complejidad de los humedales, por su naturaleza de ambientes cambiantes en el espacio y en el tiempo, los estudios que se plantean se realizarán desde una perspectiva obligadamente pluridisciplinar y serán considerados a largo plazo, como única vía de conseguir registrar la frecuencia, amplitud, intensidad y grado de predicibilidad de las fluctuaciones ambientales.

El estudio constará de los siguientes capítulos: 1. Establecimiento de criterios mínimos y estandarizados para las

actuaciones de seguimiento dentro de los Programas de la UE relacionados con la cofinanciación de proyectos de restauración de humedales.

2. Recopilación y síntesis de los estudios, trabajos e inventarios realizados sobre los Ecosistemas salobres de toda la Cuenca del Segura,

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identificando claramente el origen, calidad, cuantificación y fluctuaciones de los recursos; Topografía y geografía del área y entorno ocupado; Usos asociados; Descripción de especies vegetales y animales, con especial incidencia en las posibles aves migratorias; Y valor ecológico.

3. Recopilación y síntesis de los trabajos y estudios realizados sobre balnearios, termas, baños y otros usos asociados a aguas salobres de origen natural, en todo el Arco mediterráneo, identificando claramente el origen, calidad, cuantificación y distribución temporal de los recursos; Descripción de los vertidos a cauce público y su interacción con otros flujos; Descripción de las supuestas utilidades medicinales; etc.

4. Elaboración de un Inventario de humedales de la Cuenca del Segura, que potencialmente puedan ser afectados por proyectos de restauración.

5. Desarrollo de un manual técnico de utilidades de las aguas salobres naturales en función con su composición, temperatura y localización geográfica respecto a las proximidades del mar, núcleo urbano o zona montañosa.

6. Recopilación y síntesis de los trabajos y estudios realizados sobre los acuíferos salobres del Arco mediterráneo susceptibles de ser captados para su desalinización, identificando la calidad y volumen extraíble; Los usos potenciales a los que podrían ser destinadas las aguas desalinizadas; El coste aproximado de inversión y explotación; La calidad y cantidad de las aguas salobres generadas, expresándose en los mismos términos utilizados para las aguas de origen natural; etc.

7. Identificación de las Plantas desalinizadoras, en explotación, construcción o estudio, existentes en la Cuenca del Segura, con una descripción similar a la del punto anterior.

8. Identificación de embalses, estanques y otras obras destinadas a regular, almacenar o evaporar aguas salobres de cualquier origen.

9. Estudio de las posibilidades de utilización de las aguas salobres generadas en Plantas desalinizadoras para la regeneración ecológica de humedales.

10. Desarrollo de un manual técnico sobre restauración de humedales con salmueras procedentes de la desalinización de aguas continentales.

11. Campaña de divulgación y educación ambiental para el conocimiento y personalidad ecológica de los humedales del Segura y el valor estratégico de las plantas desalinizadoras para su regeneración.

12. Proyecto de restauración de humedales con las salmueras procedentes de la futura Planta Desalinizadora de Zarandona, para el abastecimiento de agua potable a la población de Murcia.

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Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 261-277, 2002, Almería

DESALACIÓN SOLAR: TECNOLOGÍA, EXPERIENCIAS Y PERSPECTIVAS

1E. Zarza Moya y M. Pérez García2

1 CIEMAT-Plataforma Solar de Almería 2 Dpto. de Física Aplicada, Universidad de Almería

RESUMEN.-Se presenta en este trabajo un análisis, actualizado y basado en datos y experiencias extraídos en un entorno próximo, de la viabilidad funcional y económica de las técnicas de desalación existentes susceptibles de utilizar energía solar como fuente primaria al proceso. Después de un planteamiento genérico acerca de la tecnología existente y de la revisión del desarrollo y conclusiones de algunos proyectos piloto cercanos, se expone como conclusión una evaluación de los condicionantes de implantación de estos sistemas (acoplamiento demanda hídrica/ existencia del recurso solar, dimensionado y costos generales del generador solar...) que deben servir de referencia para la promoción y para la puesta en marcha, en su caso, de proyectos específicos en este área.

Palabras clave: desalación, energía solar.

INTRODUCCIÓN

La desalación es una opción de gran interés para aquellas zonas que poseen un déficit de agua potable y, a la vez, poseen unos buenos recursos de agua salobre. Este es el caso de las zonas costeras, como Almería, en las que poder convertir el agua de mar en agua apta para el consumo humano y para la agricultura supondría eliminar definitivamente el fantasma de un desarrollo obstaculizado por la escasez de un recurso tan valioso. Si a este hecho, añadimos la circunstancia de que las zonas costeras consideradas se sitúen entre los paralelos 40º Norte y 40º Sur (el denominado cinturón solar de la tierra), es previsible el contar con un recurso adicional de gran interés: la existencia un buen nivel de radiación solar.

La coincidencia de estos tres factores, abundancia de agua salobre, escasez de agua de calidad y un buen nivel de radiación solar con la existencia de una demanda energética específica, permite considerar adecuado, en esta situación, el empleo de la energía solar como fuente primaria en los procesos de desalación. Esta idoneidad preliminar se deduce claramente de la necesidad de cubrir la demanda de un recurso escaso pero imprescindible para el desarrollo, esto es agua de calidad, con recursos abundantes e inicialmente gratuitos como son el agua salobre y la energía solar.

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De forma particular, esta posibilidad se ve además favorecida por la simultaneidad entre los ciclos de consumo de agua potable y los ciclos estaciónales de disponibilidad de radiación solar. En numerosas localidades costeras y centros turísticos, la demanda de agua crece espectacularmente en verano, motivado por el gran aumento que experimenta la población debido al turismo, siendo precisamente en verano cuando la posibilidad de captación de la radiación solar es máxima. Por último, desde un punto de vista estrictamente medio ambiental, pero no menos importante que el punto de vista tecnológico, hay que resaltar el hecho de que la radiación solar constituye una fuente energética extraordinariamente limpia, con lo que su uso extendido debe contribuir a la reducción de los niveles de contaminación por gases de efecto invernadero actuales y contribuir al desarrollo sostenible. Téngase presente que por cada MWh de energía térmica producida mediante la radiación solar, se está evitando la emisión a la atmósfera de unos 260 kg de CO2, mientras que cada MWh de energía eléctrica producida mediante energía fotovoltaica supone evitar la emisión de 750 kg de CO2. Todos estos factores han motivado que numerosas instituciones y organismos oficiales hayan desarrollado, o estén desarrollando, proyectos destinados a mejorar y hacer más competitivos los sistemas solares de desalación. En este sentido hay que mencionar aquí que existen dos formas de plantearse el uso de la energía solar para la desalación de agua: mediante la conversión de la radiación solar en energía térmica que es usada en procesos de destilación o mediante la conversión de la radiación solar en energía eléctrica que alimente los sistemas de impulsión de las plantas de ósmosis inversa. Como puede deducirse de lo anterior, las opciones de aplicación cubren las dos grandes tecnologías de desalación más implantadas y en cierto modo, en lugar de hablar de desalación solar estrictamente, resultaría más correcto hablar de sistemas de desalación susceptibles de utilizar energía solar como fuente primaria al proceso. Precisamente el objetivo de los proyectos desarrollados o en marcha no es otro que evaluar la viabilidad funcional y económica de estas plantas frente a opciones totalmente equivalentes en cuanto a la tecnología de desalación, pero alimentadas por fuentes convencionales. Como referencia a proyectos promovidos en la última década en este sentido, se van a considerar el proyecto Solar Thermal Desalination (STD) y el proyecto Isleta del Moro (IDM), ambos llevados a cabo en la provincia de Almería. El proyecto STD se desarrolló en la Plataforma Solar que el CIEMAT posee en el término municipal de Tabernas (Almería) para investigar y evaluar el acople de una planta de destilación en múltiple efecto con un campo de colectores solares térmicos, mientras que en el proyecto IDM, llevado a cabo en la Universidad de Almería, se evaluó el acople a una planta desaladora de ósmosis inversa de un campo de paneles solares fotovoltáicos. Una vez planteadas las opciones de desalación solar (en sus dos variantes: térmica y fotovoltaica), las próximas secciones de este documento presentan distintos tipos y ejemplos de sistemas desaladores mediante energía solar, empezando por aquellos sistemas de pequeña producción y uso más bien domestico, para posteriormente hacer referencia a los sistemas que pueden usarse para mayores producciones de agua desalada.

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TECNOLOGÍA DE LA DESALACIÓN SOLAR

En este punto hay que introducir algunas consideraciones generales sobre el recurso energético disponible así como de la tecnología existente de conversión de la radiación solar en energía útil que determinan en cierto modo la configuración y funcionamiento de los diferentes sistemas de desalación solar. Hay que destacar que aunque abundante, el recurso solar es un recurso disperso en el espacio y con un grado de impredecibilidad en su nivel de disponibilidad a corto plazo importante. Ejemplo de la primera circunstancia es el hecho de que, en nuestro entorno, la energía en forma de radiación solar recibida durante un día de verano en una superficie horizontal de 1 m2 es de unos 7.5 kWh y que la potencia instantánea máxima recibida en las condiciones más favorables sobre dicha superficie horizontal es difícil que sobrepase el valor de 1 kW . Estas cantidades se puede optimizar haciendo que los sistemas de captación adapten su configuración de acuerdo a la existencia de inclinaciones y orientaciones donde la disponibilidad de radiación es mayor. Como contrapartida, esta dispersión espacial resulta beneficiosa puesto que permite eliminar el condicionante de la necesidad de transporte de energía y por lo tanto plantearse la ubicación de los sistemas de transformación de una manera mucho menos restrictiva. La segunda circunstancia, esto es la impredecibilidad a corto plazo del recurso, es inherente a todo fenómeno meteorológico, especialmente en este caso, en el que la nubosidad juega un papel fundamental. De este modo, aunque es posible contar con estimaciones de disponibilidad de radiación previas en bases temporales de cierta extensión (p.e. estimaciones estacionales, anuales o valores medios diarios previstos), el funcionamiento instantáneo del sistema de captación se puede ver afectado por fenómenos de tipo transitorio o incontrolables. Este condicionante, junto con la inevitable ciclicidad diaria propia del recurso, no mencionada, pero de evidente influencia para un funcionamientocontinuo de un sistema de transformación, se puede solventar mediante la incorporación de sistemas de almacenamiento energético, que, lógicamente, habrán de ser considerados en términos de diseño y de influencia en el rendimiento general. En cuanto a las modalidades de los sistemas de transformación energética hay que distinguir entre sistemas de conversión radiación solar/calor y sistemas de conversión radiación solar/electricidad. A efectos prácticos, la utilización de unos u otros, colectores solares térmicos o paneles fotovoltaicos, respectivamente, hay que decir que la primera opción presenta unos rendimientos de conversión mucho más elevados, aunque la compensación de las posibles pérdidas y la optimización del funcionamiento en el proceso de conversión hacen que para grandes potencias (asociadas en este caso a grandes consumos de agua) se requiera una tecnología más compleja y costosa (p.e. necesidad de concentración, seguimiento continuo del sol, colectores solares de mayores prestaciones,...). Los sistemas fotovoltaicos, por contra, no presentan este tipo de inconvenientes y su modularidad permite abordar demandas en cualquier rango con estructuras en las que solo difieren los tamaños de los componentes. Como contrapartida, la tecnología actual no permite contar con rendimientos de conversión a precios razonables por encima del 10 %.

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Sistemas desalinizadores térmicos alimentados con energía solar y aptos para pequeñas producciones

Estos sistemas constituyen la primera aproximación tecnológica a la desalación solar y provienen del desarrollo de soluciones tradicionales cuyo origen resulta difícil precisar tanto en el espacio como en el tiempo. Es precisamente ese carácter tradicional el que condiciona su capacidad de producción ya que están orientados a consumos individuales o de bajo rango. Distinguiremos una opción más elemental, los estanques solares (Solar Stills ), y otra opción tecnológicamente más elaborada, los colectores desalinizadores compactos (CDC).

Solar Stills Los Solar Stills son unos sistemas de desalación mediante evaporación que operan con energía solar térmica y están especialmente diseñados para aprovechar de un modo pasivo la energía solar, haciendo uso del conocido "efecto invernadero". Los elementos básicos que componen un solar still son dos. El primero se trata de la piscina o estanque que es, como su nombre indica, el lugar donde se encuentra almacenada el agua que se pretende desalar. Puede aprovecharse una hondonada o cavidad natural en el terreno, o bien construirse de obra civil al igual que una piscina o estanque artificial. El segundo componente es la cubierta que consta de una superficie transparente (a base de plástico o vidrio) colocada encima del estanque, de modo que en su interior se consiguen temperaturas lo suficientemente elevadas como para producir la evaporación de una determinada cantidad de agua del estanque. Esta temperatura interior elevada (>60 ºC) se consigue gracias al "Efecto Invernadero" producido por la cubierta transparente, que consiste en que la mayor parte de la radiación solar exterior consigue atravesar la superficie de la cubierta, que actúa como una trampa térmica para la radiación solar. Esta radiación solar que atraviesa la cubierta transparente, es absorbida en parte por el agua que existe en el interior, y la otra parte es emitida con una longitud de onda mayor que la de la radiación incidente. Debido a su mayor longitud de onda, esta radiación es en su mayoría incapaz de atravesar hacia el exterior la cubierta transparente, quedando atrapada en el interior del solar still, produciendo el consiguiente aumento de la temperatura ambiente, lo que favorece la evaporación de una pequeña fracción del agua allí existente. Este vapor condensa al entrar en contacto con la cara interior de la cubierta, formando pequeñas gotas de agua destilada que terminan uniéndose entre si y se deslizan siguiendo la pendiente de la cubierta, para ser finalmente recogidas y canalizadas por los oportunos conductos colectores que terminan en los depósitos de almacenamiento de agua destilada. La figura 1 muestra diferentes diseños de un Solar Still, con varias formas y disposición de la cubierta transparente. Como puede observarse en la figura 1, en todos los diseños la pendiente de la cubierta conduce las gotas del agua condensada a los colectores de agua destilada. Los Solar Stills no se usan para producir grandes cantidades de agua desalada debido a que estos sistemas presentan una baja producción de destilado por unidad de superficie del estanque, lo que requiere grandes

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superficies para obtener producciones elevadas. La producción diaria de un Solar Still suele estar comprendida entre 1 y 4 litros de agua por cada m2 de superficie del estanque. Este tipo de sistema de desalación tiene otro inconveniente adicional: las inevitables pérdidas de vapor y de destilado, siendo necesaria una considerable labor de mantenimiento para que estén completamente operativos. También experimentan un acusado descenso de productividad con el tiempo debido a diversos factores (envejecimiento y ensuciamiento de la cubierta, etc.).

Figura 1.- Diferentes diseños de Solar Stills.

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A pesar de estos inconvenientes, los Solar Still son atractivos para pequeñas instalaciones, especialmente en localizaciones remotas con escasos recursos energéticos, como núcleos rurales o pequeñas explotaciones agrícolas aisladas, y un buen nivel de radiación solar. Este es el motivo por el cual este tipo de sistemas ha sido y es objeto de estudio en países asiáticos y mediterráneos como Pakistán, India y Grecia en los que existen numerosas instalaciones de este tipo. Algunos diseños avanzados de Solar Still tratan de aumentar el rendimiento,incorporando segundo efecto en el interior de la cubierta. Este segundo efecto consiste en que el vapor de agua que se desprende de la superficie del estanque, no condensa sobre la cara interior de la cubierta del Solar Still, sino que lo hace sobre otra superficie intermedia que sirve como fondo de un recipiente que contiene también agua salobre. De este modo, el vapor que se desprende de la superficie del estanque se condensa cediendo su calor latente de evaporación al agua salobre contenida en el recipiente intermedio, calentándola. El resultado obtenido con esta mejora es un mayor rendimiento, pero también se complica su construcción y mantenimiento.

Colectores Desalinizadores Compactos (CDC)

A estos colectores solares se les podría definir como pequeños Solar Stills adaptados a consumos específicos, normalmente individuales, y con un diseño optimizado de sus componentes. La figura 2 muestra un C.D.C. típico, en el que pueden apreciarse los mismos elementos que hemos descrito para los Solar Still: Cubierta transparente, depósito para el agua salobre, canales de recogida para el destilado, etc.

Figura 2.- Ejemplo de Colector Desalador Compacto(C.D.C.) típico.

Aparte de la configuración de partida, existen otros diseños de C.D.C., como los mostrados en las figuras 3 y 4. La figura 3 muestra un C.D.C. en el

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que el recipiente para el agua de mar ha sido sustituido por una mecha que permanece húmeda gracias a un flujo continuo de agua que circula, por gravedad, desde la parte superior hasta la parte inferior del colector.

Figura 3.- C.D.C. con mecha porosa como absorbente.

La figura 4 muestra un diseño denominado "tipo escalera", con el que se aumenta el rendimiento a base de aumentar la energía solar disponible y disminuir las pérdidas térmicas. Esto se consigue al inclinar la superficie transparente de modo que el ángulo de incidencia de los rayos solares está próximo a los 90º, a la vez que se aumenta la superficie libre del agua en el interior. El pequeño volumen de aire entre la cubierta transparente y la superficie del agua disminuye las pérdidas térmicas.

Figura 4.- Diseño de un C.D.C. tipo escalera.

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La tendencia en el diseño de los C.D.C. es realizar los procesos de evaporación y condensación en zonas diferentes, de modo que el vapor que se produce no condense sobre la cubierta transparente a través de la cual penetra la radiación solar al interior del colector. De este modo se logra aumentar la eficiencia, por un doble motivo: al evitarse la formación de gotas de condensado sobre la cara interior de la cubierta transparente, se aumenta su transparencia a la radiación solar incidente, a la vez que se disminuyen las pérdidas térmicas del sistema. Una forma de llevar esto a cabo es condensar el vapor en una cámara diferente de donde se realiza la absorción de la radiación solar. Como referencia a experiencias en este sentido en la provincia de Almería se tiene constancia del desarrollo de una patente por parte de la consultora energética GEOHABITAT y de experiencias piloto llevadas a cabo en la actualidad en la estación experimental “Las Palmerillas”.

Sistemas desalinizadores térmicos alimentados con energía solar y aptos para medianas y grandes producciones

Cuando se trata de conseguir producciones de agua medianas o altas, es necesario considerar un salto cualitativo con relación a los sistemas presentados anteriormente, tanto en el área de desalación como en el área de producción de calor a partir de la radiación solar. Esto es así ya que la consideración semi-industrial de la producción condiciona los rendimientos y costos de los diferentes componentes, y un simple cambio de escala en los procesos no llega a ser suficiente. Para las demandas aquí consideradas, habrá de hablarse de plantas de destilación en múltiple efecto (MED) o multi-flash (MSF) acopladas a un campo de colectores solares térmicos con capacidad de concentración o con alta capacidad de producción de calor.

Plantas solares MED o MSF

Las plantas desaladoras MED como las del tipo MSF que funcionan con energía convencional, consumen energía térmica fundamentalmente, ya que básicamente lo que hacen es evaporar y condensar el agua de mar, con lo cual se obtiene agua destilada de una gran pureza. Teniendo presente este hecho, es lógico pensar que el sistema solar que debe acoplarse a una planta de este tipo debe ser un sistema capaz de transformar la radiación solar en la energía térmica que demanda el proceso desalador. La figura 5 muestra el esquema de un sistema solar de desalación que usa una planta del tipo MED como elemento desalador. Se supone que el lector ya conoce los principios básicos de funcionamiento de las plantas MED y MSF convencionales, por lo que no se explica aquí ese tema. Los tres elementos básicos que componen un sistema solar de desalación del tipo MED o MSF son (ver fig.5):

- Campo de colectores solares - Sistema de almacenamiento de energía térmica - Planta desaladora MED o MSF propiamente dicha

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Campo de colectores solares: los colectores solares son los encargados de transformar la radiación solar en energía térmica. Para ello se hace circular un fluido por los colectores, de modo que este fluido se calienta a medida que avanza a través de los mismos, siendo la energía solar transformada en energía térmica. Existen diversos tipos de colectores solares que pueden utilizarse para este tipo de aplicación. Todos ellos deben de ser capaces de calentar el fluido a una temperatura de por lo menos 90ºC. Aparte de la temperatura, otro factor que debe ser tenido en consideración a la hora de elegir el tipo de colector más adecuado, es el tipo de radiación solar que existe en el lugar donde se desea instalar el sistema de desalación. En aquellos lugares donde la radiación solar directa es baja, se debe de recurrir a colectores solares que no sean de concentración, ya que los colectores de concentración solo pueden aprovechar la radiación solar directa. En cambio, en aquellas zonas donde la insolación directa anual es del orden de 2 megawatios.hora/m2, los colectores de concentración son generalmente la solución más efectiva. Recordemos que la radiación solar tiene dos componentes: la radiación directa y la radiación difusa. La radiación directa es aquella fracción de la radiación solar que llega a la superficie de la tierra sin interaccionar con las partículas que existen en la atmósfera. Por lo tanto, esta componente de la radiación solar llega a la tierra con una dirección bien definida, que viene dada por la línea que une el Sol con el punto en el cual nos encontramos. La radiación difusa corresponde a aquella fracción de la radiación solar global que ha interaccionado con las particulas existentes en la atmósfera y ha modificado su trayectoria, llegando a la superficie terrestre sin una dirección bien definida. Este es el motivo por el cual la radiación predominante en los días nublados es la radiación difusa. De entre los colectores sin concentración, los colectores de vacío son los más comunes. Estos colectores se asemejan a los tradicionales colectores solares planos utilizados para producir agua caliente sanitaria, con la diferencia de que en su interior se realiza el vacío a fin de reducir las pérdidas de calor, permitiendo conseguir temperaturas más elevadas. Dentro de los colectores de concentración, los más populares son los colectores Cilindro-parabólicos. A este tipo pertenecen los colectores representados en la figura 5, constan de una superficie reflectante cilindro-parabólica (de ahí su nombre) que refleja, a la vez que la concentra, la radiación solar directa que incide sobre ella. Esta radiación solar reflejada es concentrada sobre el foco lineal de la parábola, en el cual se instala un tubo absorbedor por cuyo interior se hace circular al fluido que se pretende calentar. De este modo, la energía solar es transformada en energía térmica que será utilizada para hacer funcionar la planta desaladora. Sistema de almacenamiento: una de las limitaciones que posee la energía solar es su discontinuidad en el tiempo. No hace falta decir que durante la noche no existe radiación solar, y que la existencia de nubes también limita considerablemente la disponibilidad de la radiación solar. La única solución para este problema es disponer de un sistema de almacenamiento que nos permita guardar la energía térmica sobrante durante las horas de sol, para usarla en

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aquellos momentos en los que la radiación solar no esté disponible. Esta es la misión del sistema de almacenamiento. La forma más sencilla de sistema de almacenamiento es la de un depósito en cuyo interior se va almacenando el fluido caliente. Ni que decir tiene que el depósito está convenientemente calorifugado para disminuir al máximo las pérdidas térmicas. Otro sistema de almacenamiento es el denominado "Almacenamiento Dual", que consiste en un depósito relleno de un determinado material que actúa como medio de almacenamiento, existiendo una pequeña cantidad de fluido térmico que se usa exclusivamente para transportar la energía térmica desde el campo de colectores hasta el sistema de almacenamiento. En este caso, el medio de almacenamiento es el material que se encuentra en el interior del depósito (placas de hierro, de cerámica, etc..), mientras que el fluido que circula por los colectores actúa solo como medio caloportador. Una ventaja adicional a la propiamente dicha del almacenamiento, es que la existencia de un sistema de almacenamiento facilita el control y la regulación del sistema solar, puesto que actúa como un amortiguador térmico que aísla la planta desaladora de las posibles perturbaciones que pudieran ocurrir en la temperatura de salida del fluido que circula por los colectores debido al paso de nubes o a cualquier otro efecto transitorio. La figura 6 muestra el tanque de almacenamiento de aceite existente en la Plataforma Solar de Almería, con el campo de colectores solares al fondo.

Figura 6.- Tanque de almacenamiento térmico y campo de colectores solares de la Plataforma Solar de Almería (PSA)

La Planta Desaladora: es el elemento desalador propiamente dicho. Puede ser del tipo MED o MSF, la única diferencia que esto conlleva es que las plantas MSF necesitan trabajar con temperaturas de por lo menos 110-120ºc, y esto hace que en pocas ocasiones se puedan utilizar colectores solares sin concentración, cuya temperatura máxima de trabajo está en torno a los 110ºc. El funcionamiento de este tipo de plantas ya ha sido descrito en el capitulo 3 de este documento.

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Como ejemplo de un sistema solar MED de desalación, tenemos el instalado actualmente en la Plataforma Solar de Almería. En este sistema se ha integrado un campo de colectores solares cilindro-parabólicos y una planta MED de 14 etapas, habiéndose alcanzado un FR de 10.5. El sistema de almacenamiento utilizado consiste en un tanque vertical de 114 m3, lleno de aceite térmico del tipo Santotherm-55, que actúa simultáneamente como medio caloportador y medio de almacenamiento de la energía térmica suministrada por los colectores solares.

Plantas de Osmosis Inversa alimentada mediante paneles fotovoltaicos

El aporte energético en las plantas de ósmosis inversa se realiza en forma de electricidad ya que los elementos de mayor consumo en las misma son los sistemas de impulsión del agua salobre o de mar. En la actualidad, la tecnología de producción de electricidad a partir de la radiación solar con mayor desarrollo y capaz de abarcar un amplio rango de demandas como las planteadas por los diferentes niveles de demanda de agua desalada es la tecnología fotovoltaica. La base de esta tecnología de conversión es la denominada célula fotovoltaica, también conocida como célula solar, que, a grosso modo, se puede considerar como un dispositivo laminar constituido por la superposición de dos redes moleculares de silicio convenientemente manipuladas que produce una fuerza electromotriz como resultado de la absorción de cierta cantidad de radiación solar. La agrupación de varias células constituye lo que se denomina panel o módulo solar fotovoltaico. Partiendo de este elemento base de conversión directa de radiación en electricidad, las instalaciones fotovoltaicas constan de una serie de componentes, cuya finalidad es adaptar las características de la tensión e intensidad proporcionadas por el panel a las que requieren los dispositivos que se pretenden alimentar con ellos, en este caso, las bombas de los sistemas de desalación por ósmosis inversa. La estructura general de una instalación solar fotovoltaica consta de 3 subsistemas básicos: Subsistema de captación y generación eléctrica, en el que se produce la conversión de energía solar en energía eléctrica propiamente dicha. Subsistema de almacenamiento, que, al igual que en las instalaciones solares térmicas, tiene en cuenta la no coincidencia entre la disponibilidad de la radiación y la demanda de energía útil. Normalmente el sistema de almacenamiento está constituido por acumuladores electroquímicos estacionarios de plomo-ácido o de tipo alcalino. Subsistema de distribución, que pone en contacto el sistema solar con los dispositivos a alimentar. En algunas instalaciones, este subsistema incluye un inversor de corriente, que transforma las características de la tensión resultante de los dos primeros subsistemas (normalmente 12 V o 24 VCC) a la tensión de alimentación convencional en alterna (220 o 380 V CA). Teóricamente la eficiencia máxima del silicio en la conversión fotovoltaica está en el orden del 30 %. La inclusión de otros factores de pérdida, derivados de las características reales de las células (reflexión de parte de la luz incidente, sombreado de la rejilla de contacto, espesor finito de las láminas de silicio, recombinación en las superficies, etc.) hacen que la eficiencia máxima alcanzable se sitúe por debajo del 25%. Las células solares comerciales se presentan en

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2forma de obleas regulares de hasta 100 cm de superficie. Dependiendo de su proceso de fabricación distinguiremos entre células monocristalinas, la más abundantes y con rendimientos de conversión máximos en el orden del 20 %, y células policristalinas, con rendimientos máximos del 15 %. El desarrollo actual de la fabricación de las células fotovoltaicas está orientado hacia dos objetivos contrapuestos: la reducción de costes y al incremento del rendimiento de las mismas. El primer objetivo conlleva una mayor ineficiencia en la conversión, que puede ser asumible si el coste final del sistema generador es muy bajo. Este es el caso de las denominadas células de lámina delgada, de las que ya se encuentran disponibles comercialmente las células de silicio amorfo (a-Si) con rendimiento máximo del orden del 10 %. La segunda opción de desarrollo, esto es el desarrollo de células de alta eficiencia, se basa en la utilización de materiales semiconductores alternativos (y muy caros) como el Arseniuro de Galio, con el que se pueden conseguir rendimientos cercanos al 30 %.

Una célula fotovoltaica comercial suele proporcionar, en condiciones estándar, una potencia eléctrica entre 1 y 1.5 W, (tensión entre 0.5 y 0.6 V e intensidad de unos 25 mA/cm2). Estos valores tan pequeños de tensión determinan la necesidad de acoplar las células para que las características eléctricas del conjunto sean las adecuadas para suministrar a la aplicación a la que se pretenda hacer frente. Ya que tradicionalmente las instalaciones fotovoltaicas se diseñan incluyendo sistemas de acumulación eléctrica por baterías comerciales, que operan a 12 V, el acoplamiento de las células es en forma de paneles que contienen entre 33 y 36 células individuales conectadas en serie. Lo paneles fotovoltaicos suelen tener una forma cuadrada o rectangular con superficies de hasta unos 0.5 m2. Normalmente están compuestos por una cubierta de vidrio templado y varias capas de material encapsulante transparente para proteger a las células fotovoltaicas, una superficie base de TEDLAR o material similar entre las células y la cubierta. Un marco de acero inoxidable o aluminio anodizado que aparte de soportar el conjunto, incorpora los accesorios de montaje y conexión correspondientes. Para conseguir la potencia adecuada de suministro para un determinado valor de tensión nominal, se necesita, lógicamente, el acoplamiento en paralelo de un determinado número de módulos fotovoltaicos (un acoplamiento que debe realizarse con elementos de la misma tensión). En este caso, las intensidades individuales se suman de acuerdo a la estructura del generador que se pretenda diseñar. Si se pretende aumentar la tensión nominal del generador, los paneles o conjuntos de paneles deben interconectarse en serie. El conjunto de paneles interconectados en una instalación recibe el nombre de “array” o mesa. En el caso del sistema de almacenamiento eléctrico, su dimensionado y características debe hacer frente a la eventualidad de la ausencia de niveles de radiación suficientes durante un periodo determinado como para que la propia radiación solar alimente el proceso de desalación. Sin embargo, un análisis más adecuado del acoplamiento entre el sistema solar y el sistema de desalación determina que resulta de mayor interés el almacenamiento del producto final, esto es, del agua desalada, que de la energía requerida para su producción tanto desde un punto de vista económico como operativo. En la práctica, la estructura de un sistema de desalación por ósmosis inversa es la presentada en la figura 7, en la que se observa como el propio

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sistema solar también puede aplicarse en la impulsión externa del agua salobre a la propia planta desaladora. Esta capacidad permitiría una operación completamente autónoma, ideal para demandas de agua en zonas aisladas o de difícil acceso a la red eléctrica.

Paneles FV

Sistema de almacenamiento eléctrico

Planta de ósmosis inversa

Suministro de agua salobre

Sistema de adaptación eléctrica

Figura 7.- Esquema simplificado de una planta de ósmosis inversa alimentada por paneles FV.

La principal ventaja de la aplicación de paneles fotovoltaicos a la desalación es la modularidad y alto nivel de desarrollo del sistema de producción de energía que permite abordar todo tipo de demandas, sin limitación técnica previa. Como contrapartida, el elevado coste de los mismos y su bajo rendimiento, restringe sus posibilidades de aplicación a consumos de tipo medio-bajo y en zonas en las que el acceso a la red convencional no sea posible.

Como referencia cercana sobre esta tecnología, a principios de la década de los se llevaron a cabo una serie de experiencias por parte del Departamento de Ingeniería Química de la Universidad de Almería en las que se evaluó una planta de ósmosis inversa con una capacidad de producción de entre 30 y 60 m3/día y una presión de operación de entre 32 y 45 bares acoplada a un sistema fotovoltaico constituido por un campo de paneles 23.5 kWp de potencia nominal y un sistema de almacenamiento eléctrico de 286 kWh. Aparte de los resultados del diseño y operación de dicha planta, se analizaron los factores influyentes en el acoplamiento sistema solar/desaladora y se realizaron algunos estudios de viabilidad.

ESTADO DE LA TECNOLOGÍA Y DATOS ECONÓMICOS

Los proyectos experimentales llevados a cabo para evaluar plantas desaladoras alimentadas mediante energía solar, tanto térmica como

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fotovoltaica, han demostrado que actualmente no existe problema técnico alguno para acoplar un campo solar a una planta desaladora. No obstante, el aspecto técnico no es el único importante en este tema, ya que la aplicabilidad y viabilidad de cualquier sistema que funcione con energías renovables depende en gran medida de su competitividad comercial.Por tanto, un análisis económico del sistema es necesario a fin de realizar una comparación de costes con sistemas convencionales equivalentes, determinando de este modo la viabilidad del sistema haciendo uso de energías renovables. Puesto que el conocimiento de las suposiciones y premisas de partida que se han considerado para un análisis de este tipo es muy importante para poder realizar una comparación significativa con otras tecnologías y sistemas, el procedimiento de cálculo que se ha seguido debe ser explicado antes de analizar los resultados. Un sistema de desalación MED con colectores cilindro-parabólicos está compuesto por cuatro elementos o subsistemas: el campo de colectores solares, el sistema de almacenamiento térmico, el sistema auxiliar, y la planta MED. Los tres primeros elementos suministran la energía térmica que demanda el proceso, mientras que el cuarto usa esta energía para desalar el agua. El coste de producción por metro cúbico de agua producida por el sistema depende de los costes individuales asociados a cada uno de estos cuatro subsistemas. En el análisis que aquí se realiza, el coste de producción equivalente de un metro cúbico de agua suministrada por el sistema ha sido calculado aplicando el método del Valor Actual Neto, convirtiéndose, de este modo, todos los gastos anuales efectuados durante la vida del sistema en una cantidad equivalente en el primer año de vida del sistema. Puesto que los resultados de cualquier análisis económico dependen fuertemente de los datos de partida tomados, estos deben ser claramente explicados si se desea realizar una comparación significativa con otros procesos y/o tecnologías. Es usual encontrar grandes diferencias cuando se comparan los datos de costes dados por diferentes fuentes de información. Estas diferencias se deben a la no existencia de un procedimiento común de análisis. Los datos de partida que han sido considerados en el análisis cuyos resultados se exponen en este documento han sido los siguientes: Interés anual del dinero (10%), Precio de los colectores solares (25000 ptas/m2, , Precio del aceite térmico (138 ptas/kg), Fracción solar (55%), Vida útil del sistema: (15 años), Subvención del sistema solar (0%), COP de la bomba de calor (2), FR de la planta MED (7), Precio del combustible convencional (3 ptas/kWht, Precio de la electricidad (13,5 ptas/kWhe),, Coste de oportunidad del dinero (8%), y Capital inicialmente disponible (0%). Se ha realizado una comparación de una planta MED solar frente a otras alternativas, como son: las plantas convencionales de Osmosis Inversa, plantas fotovoltaicas de Osmosis Inversa y sistemas convencionales MED mejorados con una bomba de calor. La figura 8?¿ da los resultados de esta comparación para cuatro tamaños de Planta. Debe tenerse en cuenta que se ha realizado un planteamiento conservador desde el punto de vista de la inversión inicial, por lo que todos los costes mostrados en la figura pueden ser, bajo ciertas condiciones que no son infrecuentes, reducidos en un 15 ò 20% , aunque las diferencias

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relativas entre las diferentes opciones se mantienen desde un punto de vista cualitativo.

Figura 8.- Análisis de opciones y costes.

De acuerdo con la figura 8, los sistemas convencionales de Osmosis Inversa son la alternativa más barata en cualquier caso. No obstante, las plantas MED presentan costes muy similares. La diferencia entre sistemas solares y sistemas MED convencionales es mas pequeña para plantas grandes, debido fundamentalmente a la reducción de costes que conlleva una producción masiva de colectores solares. En cualquier caso, la pequeña diferencia que existe entre sistemas solares MED mejorados y sistemas convencionales de osmosis inversa, puede soslayarse fácilmente si se tiene en cuenta las ventajas medioambientales de la energía solar. La figura 8 muestra cuales son las previsiones en cuanto al coste total del m3 de agua desalada producida por plantas MED solares. Se aprecia que el coste de estos sistemas es aún algo superior al de las plantas convencionales de ósmosis inversa que funcionan con electricidad, pero hemos de tener presente que en esta comparación no se ha valorado económicamente las ventajas medioambientales de las energías renovables, y en concreto de la solar: son energías limpias que no degradan el medio ambiente. Otro factor que no ha sido tenido en cuenta, porque es muy difícil cuantificarlo con exactitud, ha sido el requerimiento de mano de obra cualificada demandada por las plantas de Osmosis Inversa. Cualquier error cometido durante la operación del sistema puede originar la destrucción de las membranas

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de osmosis inversa, lo que supone un extra-coste del orden del 15-20% del coste total del sistema. En cambio, las plantas MED son fácilmente operables y no requieren mano de obra cualificada alguna, por lo que resultan más apropiadas para ser implementadas en países en vías de desarrollo. El uso de las energías renovables se hará más rentable conforme se vaya tomando conciencia a nivel mundial del impacto medioambiental tan negativo que producen las energías convencionales (lluvia ácida, polución, etc.). Así pues, un paso muy importante para la implantación comercial de los sistemas desaladores con energía solar es la concienciación sobre las ventajas medioambientales que conllevan, a la vez que deben buscarse posibles vías para abaratar los costes actuales.

REFERENCIAS

Ajona, J.I. (1992) Desalination with Thermal Solar Systems: Technology Assessment and Perspective. Colección Documentos del CIEMAT. Editorial CIEMAT. 112 p. Madrid

Andújar J. M.(1993) Uso de la Energia Fotovoltaica para desalinización. Curso de tratamiento de aguas mediante energías renovables. Instituto de Estudios de la Energía. CIEMAT. Madrid 2-4 junio de1993.

Zarza, E. (1994) Solar termal desalination project Phase II resulrs and final project report. Colección Documentos del CIEMAT. Editorial CIEMAT. 150 p. Madrid.

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Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 279-295, 2002, Almería

ASPECTOS TÉCNICOS Y ADMINISTRATIVOS DE LA DESALACIÓN

Justo Mora Alonso-Muñoyerro

Dirección General de Obras Hidráulicas y Calidad de las Aguas. Ministerio de Medio Ambiente

EL PAPEL DE LA DESALACIÓN EN LA GESTIÓN Y PLANIFICACIÓN DEL USO DE LOS RECURSOS HÍDRICOS

El agua constituye un factor crítico, a nivel mundial, para el crecimiento demográfico y el desarrollo económico.

Su irregular distribución territorial favorece los desequilibrios regionales al constituir un elemento clave para la localización de usos del suelo.

La disponibilidad de agua representa una importante variable de decisión para la ubicación de los asentamientos urbanos, del entramado industrial y de la actividad económica en general. Por debajo del umbral del valor de los 1.600 m³ de agua/habitante y año, la escasez de agua se convierte en un elemento determinante, produciéndose una fuerte presión sobre el recurso y graves tensiones entre las zonas geográficas discriminadas. Valores inferiores a los 1.000 m³/habitante y año resultan incompatibles con un deseable grado de bienestar social y económico, calificándose esta situación de “stress hídrico” (Population and Environment Program. Popolution Action Internacional 1993).

Por otro lado, la sociedad reclama un uso sostenible de los recursos compatible con la preservación del medio ambiente, consciente de que ello forma parte del estado de bienestar al que aspira.

Los últimos pronunciamientos de la comunidad internacional sobre esta materia han estado presididos por este espíritu. Manifestaciones más o menos recientes, como la Declaración de Dublín con motivo de la Conferencia Internacional sobre el Agua y Medio Ambiente (Enero 1992), las conclusiones de la reunión de Harare (Enero 1998) promovida por la Comisión de Desarrollo Sostenible de las Naciones Unidas, recomendaciones de la Comisión del Mediterráneo para el Desarrollo Sostenible (Plan de Acción del Mediterráneo UNEP) tras su reunión de Túnez (Noviembre 1997)… coinciden en subrayar la necesidad de la protección de la calidad del agua por sus efectos sobre la salud humana y ambiental, la importancia del ahorro y el uso eficiente de un recurso escaso y la consideración de los ecosistemas como “usuarios” del agua a los que hay que conservar como parte vital para alcanzar el desarrollo sostenible.

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Con objeto de poder compaginar ambos aspectos –la creciente escasez del recurso y la exigencia social de garantizar su disponibilidad de forma respetuosa con el medio ambiente- han surgido nuevas orientaciones en la gestión de los recursos hídricos. Muchas de estas medidas están inspiradas, en buena parte, en las propuestas de hace algunas décadas del Consejo de Recursos Hídricos de EEUU para la conservación del recurso (“water conservation”) basadas en la reducción de la demanda, en la mejora de la eficacia en el uso del agua y en las técnicas para su aplicación.

En la actualidad se considera necesario que la planificación del uso de losrecursos hídricos se fundamente en una adecuada gestión de la demanda mediante:

- Medidas de ahorro: tarificación, conciencia ciudadana… - Mejora de la eficiencia de las infraestructuras hidráulicas; reducción de

pérdidas en las conducciones, redes de distribución… - Reasignación de recursos y fuentes alternativas de suministro;

redistribución de los recursos por acuerdo entre los usuarios, aprovechamiento de las oportunidades de utilización de las aguas subterráneas, uso conjunto, reutilización … La actividad de la desalación quedaría encuadrada dentro de este

moderno contexto en la medida que sea capaz de aportar “nuevos” recursos a un coste económico competitivo y con un bajo impacto ambiental, reduciendo con ello la presión sobre los recursos hídricos convencionales.

PANORAMA ACTUAL DE LA DESALACIÓN

La tecnología de la desalación ofrece, en la actualidad, un amplio campo de soluciones entre las que poder elegir las más adaptadas a las características del agua a desalar.

Campo aplicación de procesos Agua dulce <1000 ppm

Agua salobre 1000-15000 ppm Ósmosis inversa Electrodiálisis

Agua salina 15000-30000 ppm Ósmosis inversa

Agua de mar <>35000 ppm Ósmosis inversa Destilación CV MSFMED

Salmuera >35000 ppm Destilación CV MSF MED Ósmosis inversa

CV: Compresión de vapor MSF: Destilación súbita multietapa MED: Destilación multiefecto (tubos horizontales)

Desde finales de los sesenta la capacidad de desalación a nivel mundial ha ido creciendo de forma continua hasta los 18’7 Hm³/año en 1994 (Cedex 1995).

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Procesos / Producciones agua

- Pequeñas: hasta 1000 m³/día · CV compresión de vapor · OI ósmosis inversa

- M ³/díaedianas:1000-5000 m· OI ósmosis inversa · CV compresión de vapor

- Grandes:mayores de 5000 m³/día

· MED y MSF , procesos Multiefecto y Multietapa· OI ósmosis inversa

La mayor capacidad instalada corresponde a los procesos de evaporación debido al peso –en el conjunto mundial- de países como Arabia Saudita, Kuwait y Emiratos Árabes, en los que el precio de la energía es, comparativamente, reducido y donde la desalación debe producirse en aguas con gran concentración de sales (superiores a 45.000 ppm) y temperaturas altas (32º C)..

Evolución mundial

Plantas desaladoras

0

5

10

15

20

1964

1967

1970

1973

1976

1979

1982

1985

1988

1991

1994

años

mill

ones

m3/

día

Capacidad

Las plantas de ósmosis inversa, que de forma mayoritaria se instalaron durante los ochenta, sufrieron en estos países algunos fracasos debido al efecto de la elevada salinidad y temperatura y al ensuciamiento de las membranas derivado de los problemas de contaminación bacteriana desarrollados. Esto motivó el retorno hacia las plantas evaporadoras en este último decenio (Cedex 1995), tendencia que no ha seguido el resto de los países con condiciones de desalación diferentes y en los que el coste de la energía es un factor determinante.

281

LA DESALACIÓN EN ESPAÑA: SITUACIÓN ACTUAL Y TENDENCIAS

los ochenta con e

irera y C.P. Shields Revista de ingeniería civil nº 110 abril, mayo, junio 1998).

En nuestro país la desalación ha experimentado un progresivo aumento desde los setenta, con una fuerte aceleración desde mediados de

l desarrollo de las plantas de membranas de ósmosis inversa. Esta tendencia puede apreciarse en el gráfico adjunto, donde se observa

el rápido incremento de la capacidad instalada correspondiente a los procesos de ósmosis (OI), manteniéndose prácticamente constantes las de evaporación súbita (MSF) y compresión de vapor (CV) y siendo casi inapreciable la contribución de las plantas multiefecto (ME) (M. C

Capacidad desalación marina

050

100150200250300350400450

72 74 76 78 80 82 84 86 88 90 92 94 96

Año construcción

mile

s m

3./d

ía OIMSFMECV

Cirera&Shields1998

mar desaladas se de

ómicamente rentable su aplicación al regadío en un mayor número de casos.

En cuanto a su utilización, la mayor parte de las aguas destinan al abastecimiento urbano y raramente, al agrícola. Por el contrario el primer destinatario de la desalación de aguas salobres

continentales es el uso agrícola, siguiéndole a continuación el industrial y el urbano. Sin duda, la influencia de su menor salinidad sobre la reducción del coste del proceso motiva que pueda ser econ

Agua de mar Uso urbano 90 hm³/año Uso agrícola 5 hm³/año

Agua salobre urísticoUso urbano y t 29 hm³/año Uso industrial

so agrícola TOTAL 222 hm³/año

40 hm³/año U 58 hm³/año

Las cifras que recoge el Libro Blanco del Agua en España (Ministerio de Medio Ambiente, Diciembre 1998) son las siguientes: España, con una

282

capacidad de desalación igual al 30% del instalado en Europa, ocupa el primer puesto en nuestro continente y un lugar prominente en el contexto mundial con un 3’4% del número total de instalaciones, sólo superado por EEUU, Arabia Saud

fundamentalmente en Canarias, cuencas del Segura y Sur e

tedel mar superará a la de origen salobre continental.

ita y Japón (Cedex 1998). En cuanto al futuro, se prevé en España un notable incremento a medio

plazo de esta actividad hasta alcanzar los 400 Hm³/año de agua desalada, que se producirían Islas Baleares.

En la actualidad existen en España más de 300 instalaciones, de las que un 16% utilizan agua de mar con una producción del 43% del total, lo que significa que el tamaño medio de estas plantas es netamente superior al del resto. Por el contrario parece que a medio plazo el agua desalada proceden

Previsiones (Libro Blanco del Agua 1998)

020406080

100120

hm3/año

Can

aria

s

Segu

ra Sur

Bal

eare

s

Otr

os

Volúmenes de desalación

Marina(actual)Salobre(actual)Marina(medio plazo)Salobre(medio plazo)

En lo que se refiere a las tendencias de los sistemas de desalación se observa que, a partir de 1980, los procesos de ósmosis (OI) desplazan a los de evaporación súbita (MSF) y a los de compresión de vapor (CV). Los costes de des

- gético, que ha descendido de 20 a 5 Kwh/m³ e, incluso,

laciones.-

costes aproximados por metro cúbico de agua desalada se s

³.-

tas de tamaño grande o mediano, tal como puede verse en el siguiente gráfico:

alación OI se han reducido por la disminución de: El consumo enercifras inferiores.

- Los costes de personal, por la automatización de las insta El precio de las membranas y el aumento de su vida útil. Actualmente, los

itúan en torno a: - Explotación 95-100 pts/ m Amortización 40 pts/ m³. Estos costes varían con el tamaño de la planta, reduciéndose

notablemente para plan

283

LA DESALACIÓN EN LA GESTIÓN DE LOS ECURSOS HÍDRICOS

ada una de las circunstancias (salinidad, temp

lo qu

, del medio ambiente y de los usos preex

su fomento con una regulación adecuada que facilite su esarrollo.

OPORTUNIDADES DE R

De lo anteriormente expuesto se deduce que las tecnologías de la desalación son una realidad plenamente consolidada y capaces de ofrecer una solución técnicamente adecuada a c

eratura…) físicamente posibles. Asimismo, la mejora de su eficiencia energética, la automatización de su

explotación y la prolongación de su vida útil ha significado un importante abaratamiento de los costes de amortización, explotación y mantenimiento, por

e la desalación es una alternativa económica cada vez más competitiva. Por otro lado se hace necesario el considerar separadamente la actividad

de desalación de agua marina de la de agua salobre continental, ya que ésta última requiere una serie de cautelas específicas en la medida que utiliza aguas continentales que precisan medidas que garanticen la protección de la calidad de los recursos hidrogeológicos

istentes.En lo que concierne a la desalación de agua de mar, esta actividad

supone la aportación de fuentes de suministro adicionales, con la consiguiente disminución de la presión sobre los recursos convencionales. Por lo tanto y desde el punto de vista de la gestión de los recursos hídricos, resulta conveniented

284

LA REGULACIÓN ACTUAL DE LA ACTIVIDAD DE LA DESALACIÓN

o podrá termi

desestimado por Sentencia del Tribu

forma

iento de una concesión para realizar la desalación de agua

desaladoras cuando sea prec

nibilidades de este recurso. -

Ministerio para la explotación o construcción y explotación de una d

ases por el que se regirá el Concurso debe establecer los sigu

ón.esalar.

stinará el agua producible. esiduos.

-

olúmenes superiores deben ser re

Las actividades de desalación de aguas marinas o salobres sigue regulándose en la actualidad por el Real Decreto 1327/1995 de 28 de julio sobre instalaciones de desalación, ya que la Ley 46/1999, de modificación de la Ley de Aguas, no ha derogado dicha disposición a la espera de su desarrollo reglamentario. La reforma de la Ley de Aguas, como veremos en su momento, trata el tema de la desalación con una concepción diferente –al menos en teoría- de la empleada en el Real Decreto, aunque su alcance n

nar de ser perfilado hasta no sea conocido el texto reglamentario. En primer lugar hay que señalar que el R.D. fue objeto de recurso

contencioso-administrativo por la supuesta insuficiencia del rango de la disposición utilizada para regular esta materia, lo que quebraba el principio de legalidad. No obstante dicho recurso fue

nal Supremo de 19 de mayo de 1998. El artículo 2 del R.D. establece expresamente que los recursos de agua

obtenidos por desalación de agua marina se integran en el ciclo hidrológico conjuntamente con las aguas continentales y subterráneas renovables,

ndo parte del dominio público hidráulico a los efectos de la Ley de Aguas. Consecuentemente con esta declaración se prevé, como norma general,

la necesidad del otorgam de mar o salobre. Las normas de procedimiento establecen, en primer lugar, que debe ser el

Ministerio de Obras Públicas, Transportes y Medio Ambiente (hoy Mº de Medio Ambiente) el que acuerde la instalación de plantas

iso conseguir alguno de los siguientes objetivos: - Una mejor satisfacción de las demandas de agua - Incrementar las dispo Proteger su calidad. La forma de otorgar la concesión es mediante concurso público

convocado por elesaladora.El Pliego de b

ientes puntos: - Objeto del concurso. - Plazo máximo de la concesi- Origen del agua a d- Volumen máximo. - Calidad, composición y fines a los que se de- Evacuación de salmueras y otros r- Condiciones reversión al Estado. Autorizaciones que conforme a la legislación sectorial correspondan en materia de industria y energía a órganos de las Comunidades Autónomas.El procedimiento por el que se rige el concurso es el establecido en el

Reglamento del Dominio Público Hidráulico (R.D. 849/1986) en los artículos 109 y siguientes, correspondiendo su resolución al organismo de cuenca para producciones inferiores a los 500.000 m³/anuales. V

sueltos por el Ministerio de Medio Ambiente.

285

Todo ello se establece sin perjuicio del correspondiente título habilitado que, conforme a la Ley 22/1988 de Costas, proceda para la ocupación y utiliza

idráulicas construidas por éste,

ervicio público de su competencia por alguno de los siguientes titulares:

-

ización.

-

o. Para ello el solicitante debe aportar la siguiente doc

utilización de agua desalada.

-

restantes casos la autor

y autor

o sea inferior a 7.000

autorización de la actividad de desalación se tramitarán simu

ran originarse requerirán la autorización de la Admi

ción del dominio público marítimo-terrestre. A las instalaciones realizadas a cargo del Estado les resulta de aplicación

el régimen económico-financiero propio de las obras h previsto en el artículo 106 de la Ley de Aguas.Como excepción al otorgamiento de concesión, el R.D. 1327/1995

contempla la posibilidad de la autorización de la actividad de desalación de agua de mar o salobre, cuando el recurso se destine al propio consumo o a la prestación de un s

- Particulares. - Corporaciones locales. Comunidades de usuarios. La autorización debe establecer:

- Plazo de duración de la autor- Calidad del agua producida. Usos a los que se podrá destinar. El procedimiento para el otorgamiento será el previsto para

autorizaciones en los artículos 52 y siguientes del Reglamento del Dominio Público Hidráulic

umentación:- Justificación de la necesidad de - Viabilidad técnica y económica. Estudio sobre la evaluación de los efectos sobre el medio ambiente. El volumen máximo anual permitido a cada titular no podrá ser superior a

los 500.000 m³, computándose a estos efectos todas las instalaciones del titular, salvo de que se traten Corporaciones Locales. Sólo en circunstanciasespeciales, a juicio del Ministerio de Medio Ambiente, podrán autorizarse volúmenes superiores por dicho Departamento. En los

ización será otorgada por el Organismo de cuenca.Lo dispuesto en el R.D. se entiende sin perjuicio de las concesiones izaciones que sean precisas de acuerdo con la Ley 22/1988 de Costas.Lo dispuesto en el R.D. no será de aplicación cuando la actividad de la

desalación se realice con agua marina y el volumen producid m³, sin menoscabo de lo advertido en el párrafo anterior. Cuando se trate de desalación de aguas salobres continentales será

necesaria la obtención de la oportuna concesión para su aprovechamiento conforme al procedimiento establecido en el Reglamento del Dominio Público Hidráulico por el que se desarrolla la Ley de Aguas. En este caso la concesión del recurso y la

ltáneamente.Los vertidos que pudienistración Competente. Finalmente y en cuanto al ámbito territorial de aplicación del R.D., su

Disposición Adicional Primera establece que éste se extiende directamente a todas la cuencas hidrográficas intercomunitarias y, en defecto de legislación específica de las respectivas Comunidades Autónomas, a las cuencas

286

intracomunitarias en las que éstas ejerzan competencias sobre el dominio público hidráulico, entendiéndose en este caso que las referencias al Ministerio de Medio Ambiente y Organismos de cuencas se efectúan a los órganos

utonómicos correspondientes.

VIDAD DE LA DESALACIÓN EN LA REFORMA DE LA LEY DE GUAS

nto de la desalación de agua

ctúa fundamentalmente, mediante un nuevo artículo 2 bis, del siguiente tenor:

“A1.

a los requisitos de calidad

2.

as, así como las derivadas de los

olo expediente, en la forma que

3. n previsto en

derivados de las necesarias autorizaciones administrativas correspondientes a:

-

e se realicen actividades industriales regul

a

LA ACTIA

Frente al espíritu fuertemente intervencionista del Real Decreto 1327/1995, la Ley 46/1999 de modificación de la Ley 29/1985 de Aguas introduce importantes novedades orientadas al fome

de mar mediante una regulación que la facilite. Esta regulación se efe

1

rtículo 12 bis. Cualquier persona física o jurídica podrá realizar la actividad de desalación de agua de mar, previas las correspondientes autorizaciones administrativas respecto a los vertidos que procedan, a las condiciones de incorporación al dominio público hidráulico ysegún los usos a los que se destine el agua. Lo dispuesto en este artículo se entiende sin perjuicio de la autorizaciones y concesiones demaniales que sean precisas de acuerdo con la Ley 22/1988, de 28 de julio, de Costas, y las demás que procedan conforme a la legislación sectorial aplicable si a la actividad de desalación se asocian otras actividades industriales reguladactos de intervención y uso del suelo. Aquellas autorizaciones y concesiones que deban otorgarse por dos o más órganos u organismos públicos de la Administración General del Estado se tramitarán en un sreglamentariamente se determine. La desalación de aguas continentales se someterá al régimeesta Ley para la explotación del dominio público hidráulico.” La reforma de la Ley de Aguas permite que cualquiera lleve a cabo la

actividad de desalación de agua de mar sin otros requisitos que los

- Los vertidos. - Las condiciones de incorporación al dominio público hidráulico. Los requisitos de calidad según los usos a los que se destine el agua Asimismo todo ello se entiende sin perjuicio de las autorizaciones y

concesiones que sobre el dominio público martítimo-terrestre correspondan conforme a la Ley 22/1988 de Costas; las derivadas de los actos de intervención y uso del suelo; y las que procedan conforme a la legislación correspondiente en el caso de qu

adas asociadas a la desalación. Las autorizaciones y concesiones que deban otorgarse por dos o más

órganos u organismos públicos de la Administración General del Estado se

287

tramitarán en un solo expediente, en la forma que reglamentariamente se deter

evisto en la Ley de Aguas para la explo

los efectos de los a

cedimiento de tramitación que deba establecerse con c

lamento de Dominio Público Hidráulico,deb

- as desaladas antes de su incorporación al

- tramitación conjunta en un solo expediente.

l concepto de incorporación al dominio público hidráulico

es ex

o: novedades. Seminario de Derecho del Agua. Zaragoza. Febrero

s prácticas en función del

mine.Por lo que respecta a la desalación de aguas continentales su

aprovechamiento queda sometido a lo prtación del dominio público hidráulico. Otra modificación sustancial es la introducida en el artículo 2 de la Ley de

Aguas, donde se describen los bienes que integran el dominio público estatal, mediante un nuevo apartado e) en virtud del cual forman parte de éste “las aguas procedentes de la desalación de agua de mar una vez que, fuera de la planta de producción se incorporen a cualquiera de los elementos señalados en los apartados anteriores” y que no son otros que las aguas continentales, tanto superficiales como las subterráneas renovables con independencia del tiempo de renovación, los cauces de las corrientes naturales, continuas o discontinuas; los lechos de los lagos y lagunas y los de los embalses superficiales en cauces públicos; y los acuíferos subterráneos a

ctos de disposición de afección de los recursos hidráulicos. Tal como se ha indicado, la operatividad del nuevo texto legal se

encuentra pendiente del proarácter reglamentario. A nuestro juicio varios son los aspectos que, con motivo de la revisión

que se está efectuando del Regen precisarse en relación con: - La concrección del término incorporación al dominio público hidráulico. La naturaleza de las agudominio público hidráulico. Los requisitos y garantías de la

E

La redacción del nuevo apartado e) del artículo 2 de la Ley de Aguas no traña en el contexto del concepto de dominio público establecido por ésta. Según el Prof. Eloy Colom Piazuelo, la Ley de Aguas parte de la

configuración del dominio público hidráulico como una propiedad pública, lo que justifica utilice las técnicas propias de delimitación de los derechos de la propiedad privada ya contempladas en el Código Civil, en cuyo artículo 353 se establece que forma parte de la propiedad todo aquello que se les una o incorpore natural o artificialmente (E. Colom Piazuelo. El dominio público hidráulic2000).

Puesto que las aguas desaladas no forman parte del dominio público hidráulico hasta su incorporación a alguno de los elementos integrantes del mismo, resulta fundamental precisar el significado del término “incorporación”. No se trata de una mera discusión de contenido puramente jurídico-administrativo, sino de importantes consecuenciaalcance que se pretenda otorgar a esta expresión.

Por ejemplo, ¿la mezcla, en las conducciones de aguas procedentes de la desalación, de las aguas desaladas con aguas continentales significa la

288

demanialización de todas ellas, aunque discurran por aquéllas? Evidentemente, las consecuencias de una interpretación u otra pueden ser muy diferentes sobre el régimen aplicable a la regulación de su aprovechamiento. El desarrollo reglamentario deberá despejar estas incertidumbres si no se quiere correr el riesgo que generen inseguridades jurídicas que inhiban las iniciativas de particulares, Comunidades de usuarios y Corporaciones Locales, ontrariamente al efecto buscado por el nuevo marco legal.

s desaladas antes de su incorporación al dominio úblico hidráulico

e forman parte

te en su apartado 2, al “mar territorial y las a

on inequívocamente bienes de dominio públi

ción expresa para ello, pero dentro del marco legal de prote

l dominio público hidráulico, pero siempre en el ámbito del domi

n de las aguas desaladas fuera regulada por la Ley 22/1988 de Costa

c

Las aguas marinap

Puesto que las aguas de mar desaladas no constituyen bienes de dominio público hidráulico hasta su incorporación a alguno de los elementos qu

de él, cabe preguntarse por la naturaleza previa de esta aguas. En primer lugar hay que recordar el artículo 3 de la Ley 22/1988, de

Costas, en el que se establecen los bienes de dominio público marítimo-terrestre estatal –en virtud de lo dispuesto en el artículo 132.2 de la Constitución- incluyendo expresamen

guas interiores, con su lecho…” Por tanto las aguas de mar sco marítimo-terrestre. En ese sentido, la Reforma de la Ley de Aguas establece el momento a

partir del cual cesa la aplicación del régimen jurídico propio del dominio público marítimo-terrestre y resulta de aplicación el régimen jurídico regulador del dominio público hidráulico. La actividad de desalación se puede realizar libremente, sin autoriza

cción del recurso. Esta es la interpretación más plausible respaldada por algunos autores,

como el Prof. Colom ya citado (El dominio público hidráulico: novedades. Seminario de Derecho del Agua. Zaragoza. Febrero 2000) y la Profesora Beatriz Setuáin Mendía (Tramitación parlamentaria de la Ley 46/1999. Seminario de Derecho de Aguas. Zaragoza. Febrero 2000) consecuentemente con las declaraciones del Secretario de Estado de Aguas y Costas en su comparecencia para informar sobre el proyecto de reforma de la Ley de Aguas, con motivo de su tramitación parlamentaria, señalando claramente que “…lo que hace la Ley… no es separar aguas públicas de privadas, sino separar la aplicación del régimen jurídico de dominio público marítimo-terrestre del régimen jurídico de

nio público…” No obstante, si resulta clara la consideración demanial del agua

incorporada al dominio público hidráulico y la del agua marina –antes de la desalación- como bien de dominio público marítimo-terrestre, por el contrario puede conjeturarse sobre la naturaleza del agua desalada cuando no se incorpora al dominio público hidráulico. Entender, en este caso, que mantiene su condición de bien del dominio público marítimo-terrestre después de su desalación puede resultar excesivo y equivaldría a la pretensión de que la utilizació

s.

289

Así el Prof. Embid Irujo (Reutilización y desalación de aguas: aspectos jurídicos. Seminario de Derecho del Agua. Zaragoza. Febrero 2000) entiende que la mención a las aguas del mar quiere decir que se considera que han perdido el carácter que pudieran tener de dominio público hidráulico del Estado como consecuencia del proceso industrial habido y que, consiguientemente, es posible comerciar con ellas pues no son inalienables (artículo 132.1. C.E.), alcanzando su carácter de dominio público hidráulico cuando se integran en masas de aguas continentales-superficiales o subterráneas- se encuentren o discu

ento de esta actividad pueden resultar uy diversas en un caso u otro.

u tramitación en un expediente único

idad de la desalación simplificando en lo posible la interv

sibles combinaciones en la tramitación de las autor

re, así como la de vertido de almueras, pudiendo o no existir las restantes.

rran éstas por cauces naturales o artificiales. Como en el epígrafe anterior, es fundamental que el desarrollo

reglamentario desvele claramente el espíritu de la Ley en este punto, ya que las posibles consecuencias sobre el fomm

S

Reglamentariamente debe establecerse la tramitación de las autorizaciones y concesiones que deban otorgarse por dos o más órganos u organismos públicos de la Administración General. Además, en la mayoría de los casos, habrán de intervenir otras Administraciones lo que confiere gran complejidad al procedimiento, siendo así que lo que se pretende –por el contrario- es facilitar la activ

ención administrativa. Sin profundizar en tediosos detalles administrativos es necesario poner, al

menos, de manifiesto que son varias las Administraciones potencialmente implicadas y diferentes las po

izaciones y concesiones: De todas estas actividades relacionadas con la desalación de Agua de

mar, la primera de ellas se producirá siemps

Nº Actividad Administración responsable

1 n de la zona maritimo-terrestre Administración General del Estado. Costas Ocupació(z.m.t.)

2 Vertidos a z.m.t. Comunidad Autónoma Organis3 Vertidos al D.P.H. cuenca intercomunitaria mo de cuenca depA.G.E.

endiente de

omunitaria 5 .P.H. cuenca mo de cuenca dependiente de la

6 .P.H. cuenca Comunidad Autónoma

7 Actividades industriales ctorial)

8 Actos de intervención urbanística es Locales/Comunidad Autónoma

4 Vertidos al D.P.H. cuenca intracIncoporación al D

Comunidad Autónoma Organis

intercomunitariaIncorporación al D

A.G.E.

intracomunitariaComunidad Autónoma (en determinados casos la A.G.E. según legislación seCorporacion

Por tanto la intervención de la Administración General del Estado en materia de costas parece ineludible. Por lo que respecta a los vertidos en tierra la autorización corresponderá a la Confederación Hidrográfica o la

290

Administración hidráulica de la Comunidad Autónoma correspondiente, según los casos. Si se trata de vertidos al mar la competencia corresponde a la Comunidad Autónoma según lo prevenido en el artículo 114 de la Ley 22/1988de C

normativa aplicable se reflejan esquemáticamente en los siguientes cuadros:

Desalación agua de mar (I) Gnles.

ostas, siempre que tenga atribuida en sus Estatutos dicha función. Cuando a la autorización o concesión para la ocupación del dominio

público maritimo-terrestre se asocien otras (vertidos) que deban ser otorgadas por la Comunidad Autónoma, ya existe un procedimiento conjunto de tramitación contemplado en el artículo 150 del Reglamento de Costas (R.D. 1471/1989) y que puede servir de inspiración para desarrollar los restantes supuestos. Las posibles combinaciones y la

- Ocl Estado

oncesión otorgada por Admón. Estado

- Ve

H. Autorización Organismo cuenca/C.A.- industriales/actos intervención urbanística:según legislación

sectorial

upación Z.M.T. Instalación desmontable:autorización otor· gada por Administración de(Costas).Artº.51 Ley 22/1988 de Costas

n no desmontable:c· Instalació(Costas).Artº.64 Ley Costasdos (II) rti

· A Z.M.T. Autorización Comunidad Autónoma · Al D.P.

Actividades

Desalación agua de mar (II)Vdos.� Ve

� Vertidos dominio público hidráulic

- itarias:Comunidades Auts. - Tramitación conjunta ocupación z.m . pendiente adecuación R.D.849/1986a

mo

rtidos dominio público marítimo/terrestre - Conforme a Ley 22/1988 de Costas (Artº56y ss.) - Autorización Comunidad Autónoma (Artº114)

ión z.m.t. según Artº 150 - Tramitación conjunta con ocupacR.D.1471/1989 (Rgto.de Costas)

o- Cuencas intercomunitarias:Confs.Hidrográficas Artº.92y sgs. Ley 22/1985

Aguas (modificados) Cuencas intracomun

.td.LA(L46/1999)

Desalación agua de mar (III) Incorporación al D.P.H.� Tramitación conjunta con ocupación z

RD.m.t. pendiente adecuación

� Borrador del Artº 15 bis Rgto. D.P.H. - Pro glamento de Costas,

inco

continentales autorizaciones y concesiones

849/1986 a modificación Ley de Aguas

cedimiento conjunto del RD1471/1989 del Rerporando: · Localización de la incorporación o vertido · Proyecto obras-instalaciones/disponibilidad terrenos · Destino,volumen y calidad aguas desaladas · Estudio hidrogeológico afección aguas

- Resolución otorgando conjuntamente todas

291

DESA

enovables perte

que discurran por ésta, así como las p

gamiento queda some

eterminaciones de los lanes Hidrológicos de cuenca para cada acuífero o unidad hidrogeológica, sin ue deba afectar a los aprovechamientos preexistentes.

LA N

r coste que significa un contenido en sales

hidro e considere, al menos, los siguientes aspectos: , en su caso, los efectos

l acuífero. eros costeros.

-

el proceso para la obtención de la oportuna conc

LACIÓN DE AGUAS CONTINENTALES

La desalación de aguas salinas o salobres de origen continentalsupone la utilización de aguas superficiales o subterráneas r

necientes al dominio público hidráulico, por lo que se trata de un supuesto claramente diferenciado del de aprovechamiento de aguas marinas.

Conforme a lo establecido en el artículo 50 de la Ley 29/1985 de Aguas, el derecho al uso privativo se adquiere por concesión o disposición legal.

Esta disposición legal, que se habilita a través del artículo 52 de dicha Ley, se reduce a los casos de utilización por el propietario de una finca de las aguas estancadas en ella o de las pluviales

rocedentes de manantiales o del aprovechamiento de aguas subterráneas en un volumen anual inferior a los 7.000 m³.

En cuanto a las concesiones, éstas deben ser otorgadas por las Confederaciones Hidográficas respectivas, o por las Comunidades Autónomas cuando se trate de cuencas intracomunitarias, salvo las relativas a obras y actuaciones de interés general del Estado en cuyo caso esta función corresponderá al Ministerio de Medio Ambiente. Su otor

tido a lo establecido en la Ley de Aguas y en el Reglamento de Dominio Público Hidráulico (artículo 93 y siguientes) que la desarrolla.

El Reglamento del Dominio Público Hidráulico dispone un procedimiento especial para el alumbramiento y utilización de aguas subterráneas (artículo 171 y siguientes). Su concesión debe ajustarse a las dPq

ECESIDAD DE ESTUDIOS HIDROGEOLÓGICOS

La desalación de aguas subterráneas salobres o salinas puede resultar económicamente interesante por el meno

más reducido que el del agua marina y, en determinados casos, por su mayor proximidad al punto de consumo.

En estos supuestos se hace precisa la realización de un estudiogeológico qu

- Conexiones hidrogeológicas con otros acuíferos ysobre éstos.

- Influencia sobre la calidad del agua de- Influencia sobe la intrusión salina, en acuíf- Efectos sobre los usos preexistentes Consecuencias sobre el medio ambiente.

- Condiciones de vertido de las salmueras, en su caso. La posibilidad de control efectivo de estos aspectos se encuentra

potencialmente garantizado por la obligatoriedad de la intervención de la Administración hidráulica durante

esión y, en su caso, autorización de vertido, salvo para extraccionesanuales inferiores a los 7.000 m³.

En el caso de la desalación de agua marina sin incorporación al dominio

292

público hidráulico y cuyos vertidos se realicen en el mar, la normativa no prevé la actuación reglada de la Administración hidráulica, lo que puede dejar, en deter

ello se evitan parte de las instalaciones de filtración y se simplifica el tratamiento previo del agua a desalar con la consiguiente economía en el proceso.

minadas circunstancias, algunos flancos sin el debido control medioambiental.

Es frecuente, sobre todo en las instalaciones de ósmosis inversa que tanto han proliferado en los últimos años, que la toma de agua bruta se realice no directamente en el mar, sino a través de pozos o zanjas de captación excavados en la zona marítimo-terrestre, en la playa, o en el interior próximo al mar. Con

freático

interfaseCuña salada

AGUA DULCEAGUA MARINA1

2

3

4

1 Zona terrestre Aguas continentales2 Dominio Público Hidráulico Aguas continentales3 Dominio Público M.T. Cuña salada marina4 Dominio Público M.T. Aguas marinas

Sin embargo, el mero hecho de que la toma haya sido excavada en la playa o en zona maritimo-terrestre no garantiza que el agua captada sea de origen marino (zona 3 del esquema), pudiendo proceder de las aguas subterráneas del acuífero costero (zona 2) en función de la profundidad de la captación y de la posición más o menos adelantada de la interfase que separa ambos dominios. En este último supuesto, debería tramitarse la oportuna concesión por la Administración hidráulica, a través de cuyo procedimiento de otorg

ráulico por lo que, en el caso

amiento podrían establecerse los controles y requisitos necesarios para evitar afecciones indeseables a terceros y al medio ambiente.

Pero, como hemos visto, esta intervención no está prevista cuando no se produzca vertido o incorporación al dominio público hid

expuesto, no existiría intervención administrativa que tutelara el aprovechamiento de las aguas subterráneas costeras.

Ello conduce a subrayar la conveniencia, cuando se trate de captaciones de agua supuestamente marinas a través de excavaciones en zonas costeras, de incluir un estudio hidrogeológico, entre la documentación a aportar por el solicitante cuando tramite la ocupación de la zona marítimo-terrestre ante el órgano correspondiente de la Administración General del

293

Estado (Costas), y del informe previo de la Administración Hidráulica sobredicho estudio con objeto de introducir el condicionado correspondiente y excluir la posibilidad de aprovechamiento de aguas subterráneas, en cuyo caso ería pertinente la tramitación de la oportuna concesión para el uso privativo el dominio público hidráulico afectado.

CON

obre la desalación de agua de mar: supone la aportación de volútanto

a.

- El dpreci

úblico hidráulico.

� o

lación de aguas salobres o salinas continentales:suphidrá

de agua inferiores a 7.000 m³. - Res que evaluara su influencia

sobs.

en su caso. cuíferos costeros.

� El régimen de descargas del acuífero. � El medio ambiente en general.

BIBL

sd

CLUSIONES

De forma resumida, pueden establecerse las siguientes conclusiones: S

menes adicionales de agua a los recursos convencionales existentes. Por :

- Es una actividad que debe fomentarse mediante una regulación adecuad

- Es una alternativa técnica y económica a considerar en la mayoría de los casos.

esarrollo reglamentario de la Modificación de la Ley de Aguas debería sar:

� El concepto de “incorporación” de las aguas procedentes de la desalación al dominio público hidráulico.

� La naturaleza jurídica de las aguas de mar que hayan sido desaladas y no incorporadas al dominio p

� La tramitación administrativa en un único expediente de las diferentes autorizaciones y concesiones. La necesidad de un estudio hidrogeológico y del informe preceptivde la Administración hidráulica cuando la captación de agua de mar se realice a través de zanjas o pozos.

Sobre la desaone una forma de aprovechamiento de bienes de dominio público

ulico. Por tanto: - Requiere el otorgamiento de una concesión, salvo para extracciones

anualesultaría necesario un estudio hidrogeológicore:� Las interconexiones con otros acuífero� La calidad de las aguas subterráneas. � El efecto de los vertidos, � La intrusión salina, cuando se trata de a� Los usos preexistentes.

IOGRAFÍA

Informe sobre los Procesos de Desalación y los Costes de Agua Desalada (Cedex, febrero 1995).

294

Ingeniería Civil (Cedex) nª 110/1998 sobre Congreso Mundial de la IDH sobre Desalación y Reutilización del Agua.

La Reforma de la Ley de Aguas (Ley 46/1999, de 13 de diciembre) Seminario de Derecho del Agua. Zaragoza. Febrero 2000. Universidad de Zaragoza y Confederación Hidrográfica del Ebro.

295

Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 297-303, 2002, Almería

DESALACION Y MEDIO AMBIENTE

J. Cánovas Cuenca

Doctor Ingeniero Agrónomo. Licenciado en Derecho

INTRODUCCION

El Tribunal Constitucional, Sentencia de 26 de junio de 1995 (RTC 1995\102, Aranzadi), define, en pocas palabras, el medio ambiente («environment», «environnement» «Umwelt») como el entorno vital del hombre en un régimen de armonía, que aúna lo útil y lo grato. Comprende una serie de elementos o agentes geológicos, climáticos, químicos, biológicos y sociales que rodean a los seres vivos y actúan sobre ellos para bien o para mal, condicionando su existencia, su identidad, su desarrollo y más de una vez su extinción, desaparición o consunción.

La Constitución (CE, art. 45) alude a los elementos del medio ambiente: los recursos naturales, que para el alto Tribunal constituyen una noción tan vieja como el hombre, dotada de una sugestiva, aparente y falsa sencillez, derivada de su misma objetividad, mientras que el supraconcepto en el cual se insertan es un recién llegado, complejo y propicio a lo subjetivo, problemático en suma. Aire, agua, suelo (y subsuelo), flora y fauna junto con el paisaje y los monumentos integran el concepto constitucional del medio ambiente, concepto nacido para reconducir a la unidad los diversos componentes de una realidad en peligro. La toma de conciencia sobre este peligro ha provocado una reacción defensiva que en los planos jurídicos, constitucional, europeo y universal, se identifica con el término protección, sustrato de una función cuya finalidad primera ha de ser la conservación de lo existente.

Esa función protectora referida, principalmente, a los recursos: aire,agua, flora y fauna, está en la base de la relación actual entre desalación de aguas y medio ambiente que da título a este trabajo. Ambos conceptos se cruzan ante la intervención administrativa de los poderes públicos que deben velar por el uso racional de los recursos naturales. La Sentencia del Tribunal Constitucional, de 30 de marzo de 2000 (RTC 2000\90, Aranzadi), pone de manifiesto que esa tutela se basa en la hipótesis de que las obras, instalaciones u otras actividades de gran envergadura o con un significativo potencial contaminador pueden causar impacto sobre el medio ambiente. De ahí la obligación de valorar la variable ambiental cuando los poderes públicos deciden sobre su aprobación o autorización. La evaluación de impacto ambiental surge así como un instrumento que sirve para preservar los recursos naturales y defender el medio ambiente. Su finalidad propia es facilitar a las autoridades competentes la información adecuada, que les permita decidir

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sobre un determinado proyecto con pleno conocimiento de sus posibles impactos sobre aquel. Por tanto, la evaluación del impacto ambiental aparece configurada como una técnica o instrumento de tutela preventiva, con relación a proyectos de obras y actividades, de ámbito objetivo global o integrador y de naturaleza participativa y al llevarla a cabo, la autoridad competente debe contar necesariamente con tres elementos: el estudio de impacto ambiental, la opinión del público interesado y los informes de otras Administraciones afectadas por el proyecto.

En España, las competencias sobre medio ambiente se reparten entre el Estado y las distintas comunidades autónomas. Corresponde al Estado la competencia exclusiva en materia de legislación básica sobre protección del medio ambiente, sin perjuicio de las facultades de las Comunidades Autónomas de establecer normas adicionales de protección (CE, art. 149.1.23).

Este reparto competencial ha generado conflictos entre las distintasAdministraciones ambientales. El Tribunal Constitucional se ha pronunciado sobre varios de estos conflictos; en su reciente Sentencia de 22 de enero de 1998 (RTC 1998\13, Aranzadi), ha establecido la siguiente doctrina: ...laproyección sobre un mismo medio físico o recurso natural de títulos competenciales distintos en favor del Estado o de las Comunidades Autónomas impone la colaboración entre ambas Administraciones; colaboración que resulta imprescindible para el buen funcionamiento del Estado de las Autonomías, como ha señalado este Tribunal, por relación genérica a supuestos como el que ahora se plantea, en la STC 76/1983 (RTC 1983\76). Más aún, este entrecruzamiento de competencias obliga, como queda dicho, a la coordinación entre las Administraciones implicadas» [STC 227/1988, fundamento jurídico 20, e)]. La coordinación las distintas Administraciones públicas, en materia medioambiental, a que se refiere esta sentencia se ha incorporado, con carácter necesario, a la legislación básica del Estado por el Real Decreto-Ley 9/2000, de 6 de octubre, que modifica el artículo 5 del Real Decreto Legislativo 1302/1986, de 28 de junio, e introduce un punto 3 con el siguiente texto: Cuando corresponda a la Administración General del Estado formular la declaración de impacto ambiental será consultado preceptivamente el órgano ambiental de la Comunidad Autónoma donde se ubique territorialmente el proyecto.

EL MARCO NORMATIVO DEL ESTUDIO DE IMPACTO AMBIENTAL EN RELACIÓN CON LOS PROYECTOS DE DESALACION DE AGUAS.

Podemos hablar de, al menos, tres ámbitos normativos relacionados con el estudio de impacto ambiental: comunitario europeo, estatal y autonómico. En el primero, son destacables las siguientes normas:

a) Directiva 85\337\CEE, de 27 de junio, relativa a la evaluación de las repercusiones de determinado proyectos públicos y privados sobre el medio ambiente.

b) Directiva 97\11\CEE, del Consejo, de 3 de marzo, por la que se modifica la anterior.

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En el derecho interno español destacamos el Real Decreto Legislativo 1302/1986, de 28 de junio, modificado por el Real Decreto Ley 9/2000, de 6 de octubre, que traspone la normativa europea antes citada. En cuanto a la evaluación del impacto ambiental esta norma básica contempla dos categorías de proyectos:

a) Proyectos, públicos o privados, consistentes en la realización de las obras, instalaciones o de cualquier otra actividad comprendidas en el Anexo I. Que deberán someterse en todo caso a una evaluación de impacto ambiental.

b) Proyectos, públicos o privados, consistentes en la realización de las obras, instalaciones o de cualquier otra actividad comprendida en el Anexo II que solo se someterán a evaluación de impacto ambiental cuando así lo decida el órgano ambiental en cada caso que se ajustará en todo caso a los criterios establecidos en el Anexo III. La desalación de aguas no aparece de forma explícita, como objeto de

evaluación de impacto ambiental, en cualquiera de los dos anexos de este Real Decreto Legislativo. No obstante, el apartado b) del Grupo 8 (proyectos de ingeniería hidráulica y de gestión del agua) del Anexo I (proyectos sometidos en todo caso a evaluación de impacto ambiental), incluye los proyectos para la extracción de aguas subterráneas si el volumen anual del agua extraída es igual o superior a 10 hm3. El Grupo 7 (proyectos de ingeniería hidráulica y de gestión del agua) del Anexo II (proyectos que deben someterse a evaluación de impacto ambiental cuando así lo decida el órgano ambiental competente) incluye como apartado a) la extracción de aguas subterráneas cuando el volumen anual de agua extraída sea igual o superior a 300.000 m3. Desde nuestro punto de vista interpretamos que el legislador no tenía in mente la desalación cuando estableció esas normas y, por tanto, su aplicación a estas tecnologías puede ser problemática. Se podría entender que las aguas subterráneas objeto de esta regulación son aquellas a las que se refiere el apartado a) del artículo 2 de la Ley de Aguas. En este caso quedarían excluidas las aguas de mar haciendo innecesaria la declaración de impacto ambiental incluso para la captación de los caudales de alimentación de las desaladoras de aguas marinas. Pero es mas, los pozos costeros se emplean para obtener agua marina de alimentación filtrada y no para explotar un recurso subterráneo, lo que aleja aun más el supuesto de hecho determinante de la obligación de evaluar el impacto ambiental. Por otra parte, las plantas desaladoras de agua de mar también suelen alimentarse con agua captada superficialmente lo que en modo alguno está contemplado en las normas estudiadas.

De todo ello debe inferirse que la norma estatal no obliga a realizar la evaluación de impacto de los proyectos de desalación de agua marina, procedente de pozos costeros o de captación superficial. No se puede decir lo mismo cuando la desalación se aplica a aguas salobres extraídas de acuíferos subterráneos en el ámbito continental. En estos casos será necesaria la evaluación de impacto ambiental, en cuanto a la explotación de recursos, cuando su volumen anual supere los límites previstos en la normativa del Estado o la de las comunidades autónomas. Recuérdese que la propia Ley de Aguas (art. 12 bis) también remite este supuesto al

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régimen de explotación del dominio público hidráulico. En la legislación de las Comunidades Autónomas sobre protección del

medio ambiente solo hemos encontrado una referencia expresa a la desalación de aguas que aparece reseñada en el apartado ñ del Anexo I de la Ley 1/1995, de 8 de marzo, de Protección del Medio Ambiente de la Región de Murcia. En el este territorio, de forma singular en el Estado Español, existe la obligación de someter a evaluación de impacto ambiental los proyectos de plantas desaladoras. Por tanto, en el resto de territorios no es necesaria dicha actividad, lo que induce a la meditación sobre la vinculación espacial de la defensa del medio ambiente y sobre las especialidades autonómicas de dicha defensa. Los vertidos de salmueras tienen un tratamiento mas uniforme en los distintos territorios. Como ejemplo citaremos el artículo 55 de la Ley 7/1994, de 18 de mayo, de Protección Ambiental, de la Junta de Andalucía, cuyo tenor es el siguiente: Quedan prohibidos todos los vertidos, cualquiera que sea su naturaleza y estado físico, que se realicen de forma directa o indirecta desde tierra a cualquier bien de dominio público marítimo-terrestre, que no cuenten con la correspondiente autorización administrativa. El artículo 45.1.c) de la Ley 1/1995, de 8 de marzo, de la Región de Murcia, sobre Protección del Medio Ambiente, establece un canon de contaminación por vertidos al mar y obliga a las industrias y actividades que viertan aguas residuales no domésticas procedentes de procesos industriales y limpieza de factorías en redes de saneamiento municipales o directamente al mar a realizar la declaración de medio ambiente (art. 53.c). Por otra parte, en cuanto siga vigente tras la reforma introducida por la Ley 46/1999, de 13 de diciembre, de reforma de la Ley de Aguas, el Real Decreto 1327/1995, de 28 de julio que regula las instalaciones de desalación de agua marina o salobre, el órgano sustantivo en relación con la autorización de los proyectos de plantas desaladoras es la Confederación Hidrográfica competente por razón del lugar y, en ese caso, por ser ésta de la Administración del estado, adscrita al Ministerio de Medio Ambiente, será de aplicación lo establecido en el artículo 5.1 del Real Decreto Legislativo 1302/1986, de 28 de junio, modificado por el Real Decreto Ley 9/2000, de 6 de octubre. Por tanto, cuando sea preceptiva la declaración de impacto ambiental, por así exigirlo Ley estatal o autonómica, el órgano ambiental será el propio Ministerio de Medio Ambiente que resolverá, conforme a un procedimiento abreviado (Disposición adicional tercera).

El artículo 2 de la norma estatal establece que los proyectos, que según el artículo 1 del presente Real Decreto Legislativo, hayan de someterse a evaluación de impacto ambiental, deberán incluir un estudio de impacto ambiental que contendrá, al menos, los siguientes datos:

a) Descripción general del proyecto y exigencias previsibles en el tiempo, en relación con la utilización del suelo y de otros recursos naturales. Estimación de los tipos y cantidad de residuos vertidos y emisiones de materia o energía resultantes.

b) Una exposición de las principales alternativas estudiadas y una justificación de las principales razones de la solución adoptada, teniendo en cuenta los efectos ambientales.

300

c) Evaluación de los efectos previsibles directos o indirectos del proyecto sobre la población, la fauna, la flora, el suelo, el aire, el agua, los factores climáticos, el paisaje y los bienes materiales, incluido el patrimonio histórico-artístico y el arqueológico.

d) Medidas previstas para reducir, eliminar o compensar los efectos ambientales significativos.

e) Programa de vigilancia ambiental. f) Resumen del estudio y conclusiones en términos fácilmente

comprensibles. Informe, en su caso, de las dificultades informativas o técnicas encontradas en la elaboración del mismo.

EL IMPACTO MATERIAL DE LAS ACTIVIDADES DE DESALACIÓN DEAGUAS

En las zonas áridas y semiáridas de nuestro planeta, la desalación de aguas marinas o salobres proporciona recursos necesarios para compensar el déficit hídrico cuando es imposible obtener recursos hídricos por los medios convencionales. Esta afirmación es correcta pero no simple. Las tecnologías de desalación todavía están lejos de producir agua a bajo precio. Es mas, parece que el coste de producción está relacionado con el nivel de desarrollo científico y técnico disponible en cada momento pudiéndose aventurar la hipótesis de que cuanto más grande es el conocimiento objetivo que se aplica en el diseño de desaladoras mas barato es el coste de producción del agua desalada. Al menos, la experiencia de la última década ofrece datos que avalan esta convicción: el avance en ahorro de energía es realmente espectacular y las expectativas en este campo, fiadas a los logros de la investigación aplicada, son aun muy interesantes. Otro tanto podríamos decir de los impactos ambientales asociados a estas tecnologías, cuanto más primitivas mayores son los efectos que producen en el medio ambiente. De modo que a medida que mejoran los materiales, métodos y sistemas empleados en desalar agua más pequeños son los impactos previsibles sobre el medio ambiente. Los efectos sobre el medio ambiente asociados a la desalación de aguas pueden clasificarse inicialmente en efectos derivados de la construcción de las plantas desaladoras y en efectos derivados de la operación de estas plantas provocados principalmente por las emisiones al exterior de formas de materia y energía generadas durante su funcionamiento. Estos últimos dependen a su vez del método de desalación empleado. Entre las cuestiones que suscitan mayor inquietud ambiental por su posible impacto se encuentra la evacuación de salmueras o rechazo de lasplantas desaladoras que aplican procesos de ósmosis inversa. Este producto contiene todas las sustancias que se han retirado del agua de alimentación para transformarla en agua desalada o permeado y, por tanto, su concentración dependerá de la tasa de recuperación de la planta (Y). A partir de esta tasa de recuperación se puede calcular el factor de concentración (FC) de la salmuera con respecto al contenido de sales del agua con que se alimenta el sistema. Una expresión simple de este factor es:

301

FC = 1/(1-Y)

Por tanto, a medida que crece la tasa de recuperación de la planta aumenta también el factor de concentración de la salmuera y por tanto la cantidad de sales presentes en ella. Es decir aumenta su riesgo ambiental. Además, de elevada salinidad, la salmuera suele contener en mayores o menores cantidades sustancias incorporadas durante el proceso de desalacióny las operaciones de limpieza de membranas y filtros. Todo ello hace necesario un estudio riguroso de su vertido y en concreto del vertido al mar a fin de determinar la tolerancia del medio receptor a los niveles de salinidad aportada. En el litoral mediterráneo son frecuentes las comunidades asociadas de Posidonia oceanica, fanerógama que se encuentra cubriendo los suelos marinos entre 5 y 35 metros de profundidad. Esta especie está incluida en el Anexo I (Tipos de hábitats naturales de interés comunitario para cuya conservación es necesario designar zonas de protección especial) de la Directiva del Consejo 92\43\CEE, de 21 de mayo, relativa a la conservación de los hábitats naturales y de la fauna y flora silvestres. Como señala Antonio Ruiz Mateo, dado que es previsible un aumento sustancial de la demanda de agua desalada en todo el litoral mediterráneo, resulta del mayor interés conocer bajo que condiciones podría realizarse el vertido de agua al mar de las aguas de rechazo de forma que resulte compatible con el medio ambiente y, muy en particular, con la conservación de praderas de Posidonia oceanica. Aunque el receptor más natural de las salmueras sea el mar o, al menos,así lo parezca, conviene destacar la incertidumbre sobre cual es la mejor forma de realizar el vertido. Tanto si este se realiza en superficie como si se vierte a través de emisario submarino existe un amplio desconocimiento sobre sus efectos, lo que sin duda demanda una intensa actividad investigadora. En relación con el vertido submarino, conviene señalar que tanto la Ley 1/1995, de 8 de marzo, de la Región de Murcia, sobre Protección del Medio Ambiente como la Ley 7/1994, de 18 de mayo, de Protección Ambiental, de la Junta de Andalucía, incluyen los proyectos de emisarios submarinos entre los que necesitan evaluación ambiental. A falta del tratamiento uniforme sobre la evaluación de impacto ambiental de los proyectos de desaladoras en el Estado Español, sería recomendable que, al menos, los proyectistas incluyeran en cada caso el estudio de impacto como un anexo mas del correspondiente proyecto. Con ello se identificarán y establecerán de forma adecuada sus efectos directos e indirectos sobre los seres humanos y el medio ambiente. Este estudio debería responder a las cuestiones planteadas en el artículo 2 del Real Decreto Legislativo 1302/1986, de 28 de junio, modificado por el Real Decreto Ley 9/2000, de 6 de octubre. Para ello deberá tenerse en cuenta el tipo de planta o mejor el sistema de desalación empleado en cada caso. En el caso de plantas desaladoras por destilación, hay que considerar, al menos, el impacto de los siguientes tipos de emisiones:

a) Sustancias originadas por los aditivos incorporados al proceso o por la corrosión de los materiales que en él intervienen.

b) La salmuera o concentrado. c) Calor.

302

Las plantas de ósmosis inversa tienen una mayor conversión, la concentración de la salmuera es también mayor y, en consecuencia, con mayor potencial contaminador. Sin embargo la temperatura apenas difiere de la del agua de alimentación y por tanto en este caso puede decirse que no existe impacto térmico.

CONCLUSIONES

De cuanto antecede se puede concluir que:

1º.- La normativa estatal no obliga a realizar la evaluación de impacto ambiental de los proyectos de plantas desaladoras. No obstante, la ley 1/1995, de 8 de marzo, de la Comunidad Autónoma de la Región de Murcia somete a dicha evaluación todos aquellos proyectos de desalación de aguas que se pretendan realizar en su territorio. 2º.- La desalación de aguas es potencialmente generadora de impactos ambientales y, en cualquier caso, el estudio de estos impactos debe formar parte del correspondiente proyecto aunque no venga obligado por una norma imperativa.

REFERENCIAS

Cánovas, J., (1996). Estudio de flujos en plantas de desalación de ósmosis inversa. Proc. XIV Congreso Nacional de Riegos. Aguadulce (Almería), pp:183-189. Hoepner, T. (1999). A procedure for environmental impact assessments(EIA) for seawater desalination plants. Proc. European Conference on Desalination and the environment. EDS. Las Palmas. 1: 1-12. Höper, T. andWindelberg, J. (1996) Elements of environmental impact studies on coastal desalination plants. Proc. Desalination and environment. EDS. Genoa. Pp: 11-18. Martínez Sánchez, M.J. (2000) Procedimiento de evaluación de impacto ambiental para proyectos de instalaciones de desalación de agua marina o salobre. La desalación y reutilización como alternativa real a la sequía. I Congreso Nacional AEDyR. Murcia. Morton, A.J.; Callister, I.K.; Wade, N.M. (1996). Environmental impacts of seawater distillation and reverse osmosis processes. Proc. Desalination and environment. EDS. Genoa., p. 1-10. Ruiz Mateo, A. (2000). El vertido al mar de las aguas de rechazo de lasplantas desaladoras. La desalación y reutilización como alternativa real a la sequía. I Congreso Nacional AEDyR. Murcia.

303

Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 305-307, 2002, Almería

EL IMPACTO DEL VERTIDO DE LAS DESALADORAS EN EL MEDIO MARINO

Dr. Diego Moreno Lampreave

Aula del Mar, Cabo de Gata (Almería)

Revisada una variada y completa bibliografía destaca el hecho de la carencia casi absoluta de información y publicaciones sobre el impacto que tienen los vertidos de las desaladoras en el medio marino, al menos en el ámbito europeo. Ello sin duda se debe a que, por el momento, no existen muchas instalaciones en funcionamiento y a que en los proyectos de construcción y mantenimiento de las instalaciones no se haya incluido una partida para realizar un seguimiento de su impacto en el medio marino circundante. Dada la falta de investigaciones concretas y de seguimiento de los vertidos ya existentes, los siguientes comentarios tienen un componente teórico bastante elevado. Los vertidos de las desaladoras, al contrario de lo que ocurre con los vertidos urbanos que suelen estar compuestos por agua dulce y residuos orgánicos, están constituidos por un agua marina con concentraciones de sales mucho mayores que la que posee el mar, es decir una salmuera. Este vertido concentrado es más denso que el agua de mar normal y por tanto queda en el fondo formando una bolsa separada perfectamente del resto de la columna de agua, a diferencia de los vertidos urbanos de agua dulce que, expulsados a través de emisarios submarinos (tuberías de desagüe que normalmente se sitúan sobre el fondo marino), suben hacia arriba al ser menos densos, pudiendo llegar hasta la misma superficie formando una "pluma". Esta forma de comportarse de los vertidos urbanos de agua dulce es la que se busca para facilitar su dispersión y, por tanto, de los residuos, al mezclarse mejor y más rápidamente con el agua de mar, contando con la participación de las corrientes marinas y del oleaje. En el caso de las salmueras procedentes de las desaladoras el vertido queda sobre el fondo, el agua de mar se estratifica, y es mucho más difícil de conseguir su dispersión. Los movimientos de agua de mar pueden influir poco en la dispersión ya que sólo las corrientes de fondo podrían mezclarla con el resto de la columna de agua, todo ello dependiendo, claro está, del punto exacto de vertido y en las características oceanográficas y topográficas del fondo. Si el vertido se produce en la misma orilla, como sucede en la Planta Desaladora de San Miguel de Cabo de Gata, se puede contar con el efecto del oleaje para su dispersión, aunque el vertido se dispersa poco y siempre a lo largo de la costa quedando cerca de áreas de presencia humana.

305

¿Cuál es el efecto de la salmuera sobre los organismos marinos? La concentración tan elevada de la salmuera con respecto al agua de mar normal no permite la vida de la mayor parte de los animales y vegetales marinos. La salinidad de las aguas marinas es uno de sus factores más estables, por ello la mayoría de las especies marinas toleran pocos cambios de salinidad (estenohalinas), siendo pocas las capaces de tolerarlos (eurihalinas), aunque generalmente es en sentido opuesto al que estamos tratando, es decir, hacia aguas de menor salinidad que son las que encuentran en las desembocaduras de ríos y en estuarios (por ejemplo, las anguilas y los salmones). Cada especie está adaptada a su propio hábitat, y eso incluye las características físicas y químicas del medio y, en el caso que nos interesa, del agua. Por ello no encontramos insectos marinos (muchos de ellos sí viven en las aguas dulces, como las libélulas), ni tampoco se encuentran equinodermos (erizos y estrellas de mar) en las aguas dulces; cada uno de ellos está adaptado a unas condiciones distintas. Por los procesos osmóticos, en general los organismos marinos no adaptados al agua dulce se llenan de agua hinchándose hasta morir, mientras que las especies de agua dulce trasladadas al mar pierden líquido arrugándose también hasta morir. Una especie marina en una salmuera se comportaría igual que en este último caso. Por tanto, una salmuera, aunque aparentemente es un vertido de poco impacto ya que es devolver sal al mar que ya la posee en gran cantidad, se trata de un vertido que puede ser letal para la vida marina, principalmente para todas aquellas especies que viven sobre o cerca del fondo (bentos). Muchos de los organismos del bentos no pueden moverse ya que están fijos al sustrato, como los corales, anémonas y los vegetales, o son muy lentos y de movimientos reducidos, como los moluscos y los equinodermos. Todos ellos recibirán un fuerte impacto de la salmuera. Por el contrario, los pequeños organismos del plancton de aguas abiertas, así como los peces y cefalópodos (necton), capaces de nadar y alejarse del vertido, serán los menos perjudicados. En realidad el ecosistema marino actúa como un todo por lo que se vería afectado en su conjunto si se altera la comunidad bentónica. En este punto conviene recordar que muchas especies pasan parte de su vida en otro ambiente (por ejemplo especies del bentos que tienen fases larvarias planctónicas) o dependen para alimentarse de especies de otro ambiente, como muchos peces que comen organismos del bentos. En las zonas litorales, que es donde se producen todos los vertidos humanos, se encuentra la mayor riqueza y variedad de especies y comunidades bentónicas, destacando los vegetales por su importancia en el ecosistema marino, ya que se concentran precisamente cerca de las costas donde la poca profundidad les permite realizar la fotosíntesis. Entre los vegetales marinos del Mediterráneo destaca una especie que no es un alga ya que se trata de una fanerógama, es decir una planta superior, con raíces, tallos, flores y frutos como las plantas terrestres, Posidonia oceanica. Esta especie, presente en buena parte de nuestro litoral almeriense, es muy notable ya que es capaz de cubrir extensas zonas de fondo marino, a veces desde la misma orilla hasta unos 30 metros de profundidad (límite de la llegada de los rayos solares para su desarrollo), generalmente sobre fondos blandos,

306

formando una biocenosis diferente y de gran importancia. Por una parte las matas estabilizan la erosión litoral acumulando sedimentos, por otra producen una gran cantidad de oxígeno, también constituyen sustrato y refugio albergando una comunidad de alta biodiversidad, así como proporcionan alimento para especies de interés comercial. Como vemos la importancia de estas praderas en el litoral es muy alta, y su influencia mucho mayor que la de las algas, al menos en aguas mediterráneas. Posidonia oceanica se encontraba por todo el litoral mediterráneo, pero está desapareciendo en muchos lugares, sobre todo por la contaminación humana y por el efecto nocivo de la pesca de arrastre a poca profundidad (donde está prohibido pero se sigue practicando ilegalmente). Las grandes praderas se han perdido en el norte del Mediterráneo, como en las costas francesas, y en nuestro país se encuentran en regresión en muchos lugares, en especial en Cataluña y levante. En Almería las praderas en general se encuentran en buen estado de conservación, pero debemos protegerlas para no alterar el ecosistema marino y la vida marina en general. Estas praderas podrían verse seriamente afectadas en el caso de importantes vertidos de salmuera.

Posidonia oceanica se encuentra protegida en Europa por la Directiva Hábitat (92/43/CEE) y en el Anexo II del Convenio de Barcelona (UNEP, 1996). Se sugiere que en todos los proyectos y obras de desaladoras se realicen estudios de seguimiento del impacto de los vertidos de las mismas, para ir cubriendo el vacío informativo que se tiene hasta ahora al respecto y que conozcamos mejor como se dispersa y diluye la salmuera en el medio marino, de forma que podamos reducir al máximo el impacto, evitando en cualquier caso la destrucción de los fondos marinos y de comunidades tan importantes como las de Posidonia oceanica.

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Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 319-320, 2002, Almería

CONCLUSIONES

Leídas en el Acto de Clausura por A. Vallejos

Los acuíferos costeros constituyen una fuente segura y limpia de abastecimiento de agua de mar a las plantas desaladoras.

Partiendo de esta premisa, es muy recomendable que la ubicación definitiva de una planta desaladora de agua de mar sea decidida tras comprobación de la viabilidad del suministro a partir de sondeos costeros. El entorno hidrogeológico del área a captar tiene que ser conocido lo más detalladamente posible, incluyendo los aspectos geométricos, parámetros hidráulicos, características hidrogeoquímicas, funcionamiento, y balance hídrico.

Los sondeos de captación de agua de mar tienen que ser cuidadosamente diseñados, teniendo en cuenta que se trata de aguas de gran agresividad que presentan singularidades frente a las técnicas convencionales de perforación, testificación, entubación y bombeo.

La captación de agua de mar a partir de pozos presenta una serie de ventajas frente a la toma directa, como son la mejor calidad del agua –física y bacteriológica-, el menor coste de inversión y operación y un funcionamiento de planta menos complicado.

La evolución de la tecnología de desalación permite una tendencia al descenso en el coste del agua desalada.

No hay que olvidar la desalación de aguas salobres, que a pesar de ser un recurso limitado puede solventar los problemas generados en zonas concretas, presentando además el aliciente de un menor coste y un menor rechazo.

El rechazo debe plantearse como un problema a tener en cuenta a la hora de construir una desaladora. El vertido al mar suele ser la solución adoptada en la mayoría de los casos, si bien habrá que controlar la buena realización de la obra así como del punto de vertido y evaluar el impacto sobre las especies que allí habitan. Hay que tener siempre presente al medio ambiente y mostrarle el respeto que merece.

La inyección profunda de salmueras mediante sondeos es una técnica que puede tener buenos resultados en formaciones permeables -fundamentalmente por fisuración- confinadas por materiales impermeables.

Es deseable elaborar una normativa, que se cumpla fácilmente, y que permita la adecuada gestión de los vertidos subterráneos.

Las desaladoras constituyen una alternativa real de futuro para hacer frente a los problemas de escasez de agua y especialmente en las áreas costeras de clima semiárido, y no solamente como solución provisional en espera de otras más “definitivas”.

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Hay que reseñar que si se quiere hacer un diseño adecuado y correcto de las infraestructuras de captación y de la gestión del agua de suministro a las desaladoras es necesario realizar estudios sólidos de todos y cada uno de los factores que intervienen y que no existe una receta única, sino que cada caso requiere un análisis específico.

En relación con los acuíferos costeros y las desaladoras hay aspectos poco conocidos que requieren investigación, ya que son nuevos y no existe experiencia acumulada, por lo que hay que dar un apoyo decidido a la investigación.

320

Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 309-316, 2002, Almería

EL PLAN HIDROLÓGICO NACIONALY LA DESALACIÓN EN ANDALUCÍA

Joan Corominas Masip

Secretario General de Aguas, Junta de Andalucía

EL PLAN HIDROLOGICO NACIONAL Y LA DESALACION EN

ANDALUCIA

309

DOCUMENTO Nº PAGINAS TRANSFERENCIA / TRASVASE REUTILIZACION DESALACION /

DESALADORA

1.- ANALISIS DE LOS SISTEMAS HIDRAULICOS 390 267 34 8

2.- DELIMITACION Y ASIGNACION DE RECURSOS EN ACUIFEROS COMPARTIDOS

133 6 0 0

3.- ANALISIS AMBIENTALES 266 506 0 4

4.- ANALISIS ECONOMICOS 325 263 3 9

5.- ANALISIS DE ANTECEDENTES Y TRANSFERENCIAS PLANTEADAS 222 630 2 3

TOTAL 1336 1672 39 24

Nº VECES QUE APARECEN LAS PALABRAS

ANALISIS LEXICOGRAFICO DEL PLAN HIDROLOGICO NACIONAL 2000-2008

CUENCAS DEFICITARIAS SEGÚN EL PHN

310

311

LA VISIÓN DESDE ANDALUCÍA DEL PLAN HIDROLÓGICO NACIONAL

NECESITA INCORPORAR NUEVOS ENFOQUES:•Debe incorporar una visión europea (Directiva Marco)y territorial de España•Tiene que definir un uso sostenible del agua•Debe incorporar la visión agraria del Plan Nacional de Regadíos

NO DA SOLUCION A LOS PROBLEMAS DEL AGUA EN ANDALUCIA:El trasvase de 90 Hm3. no resuelve la insostenibilidad del usodel agua en la pujante economía de Almería •No contempla mediadas para el resto de la cuenca Sur,en particular para resolver las carencias de Málaga•Abandona a su suerte a la cuenca del Guadalquivir, recomendandola extracción de volúmenes de socorro de los acuíferos

De manera singular debe proponer:

1. Garantizar el abastecimiento de la poblaciónen cualquier situación climatológica.

2. Clarificar la disponibilidad presente y futura de agua para los usos productivos, en especial el agrario y el turístico.

3. Asegurar la sostenibilidad del uso del agua enAndalucía.

4. Definir los instrumentos de gestión y la potenciación de la Administración del agua

312

Provincias

M3 / UTA3000 - 1000010000 - 3000030000 - 7500075000 - 175000175000 - 350000

40 0 40 kilómetros

AGUA NECESARIA PARA GENERAR UN EMPLEO EN LOS REGADIOS DE ALMERIA

AMBITORECURSOS

DISPONIBLES (HM3/AÑO)

DEFICIT ACTUAL (HM3/AÑO)

DEFICIT / RECURSOS

DISPONIBLES (%)MALAGA-COSTA DEL SOL-

CAMPO DE GIBRALTAR 629 -84,3 -13,4

COSTA DE GRANADA 163 -21,4 -13,1

ALM ERIA (incluye parte vertiente del Segura en Almería)

227 -318,9 -140,5

TOTAL 1019 -424,6 -41,7

BALANCE ACTUAL DE LA CUENCA DEL SUR

313

AMBITO (HM3/AÑO)(% SOBRE

RECURSOS DISPONIBLES)

MALAGA - COSTA DEL SOL - CAMPO DE GIBRALTAR

-164 -22,2

COSTA DE GRANADA -18 -7,9

ALMERIA (INCLUSO VERTIENTE CUENCA SEGURA)

-76 -17,1

TOTAL CUENCA SUR + VERTIENTE ALMERIA DEL

SEGURA-257 -18,3

DEFICIT DE LA CUENCA SUR DESPUÉS DE EJECUTAR LAS ACTUACIONES DEL PHN

TRASVASE DEL EBRO DESALACION

700 300

MEDIO 1,7

MARGINAL A ALMERIA

2,4

MEDIO 52

MARGINAL A ALMERIA

82

10-15 2-3

MUY BAJA ALTA

REGULAR ALTA

MEDIA ALTAGARANTIA DE SUMINISTRO

65-90

CONSUMO ENERGETICO (KW H/M3.)

COSTE DE UTILIZACION DEL AGUA (PTAS/M3.)

3,5 - 4

INDICADORES COMPARATIVOS DEL TRASVASE DEL EBRO A ALMERIA Y DE DESALADORAS

CALIDAD DEL AGUA

PLAZO DE ENTRADA EN SERVICIO

INVERSION (PTAS/M3. DE CAPACIDAD)

INDICADOR

MODULACION DE LA CAPACIDAD Y DE LA ENTRADA EN SERVICIO

314

AMBITO ACTUACIÓN HM3/AÑO

Desa lación. 80

Reutilización de las aguas residua les de Málaga en los regadíos de l Guada lhorce . 45

Reutilización de aguas residua les de la Costa de l Sol. 40

165

PROPUESTA DE LA JUNTA DE ANDALUCIA A INCLUIR EN EL PHN

MALAGA - COSTA DEL SOL

TOTAL NUEVOS RECURSOS MALAGA-COSTA DEL SOL

AMBITO HM3/AÑO

NUEVOS RECURSOS

Desalación destinada al Poniente de Almería, con carácter inmediato. 75

Adelanto de la construcción de la 2ª fase de la desaladora de Carboneras. 42

Medidas-puente, inmediatas, al T rasvase del Ebro a Almería - 125 Hm3:

Ambito de la cuenca del Segura 30

Bajo Almanzora 40

Poniente 55

75

167

242

ACTUACIÓN

TOTAL NUEVOS RECURSOS ALMERIA

ADELANTO DE ACTUACIONES

PARA PALIAR EL DEFICIT ACTUAL

PROPUESTA DE LA JUNTA DE ANDALUCIA A INCLUIR EN EL PHN

RECURSOS NO CONVENCIONALES

TOTAL DESALACION EN ALMERIA

ALMERIA

TOTAL ADELANTO DE ACTUACIONES EN ALMERIA

315

El Consejo Andaluz del Aguaha elaborado propuestas de consenso

de la sociedad y de los usuarios

La Junta de Andalucía quiere negociar estas propuestas con el Gobierno

NECESITAMOS UN BUEN PLAN HIDROLOGICO NACIONAL

316

Acuíferos Costeros y Desaladoras. A. Pulido Bosch, A. Vallejos y P. Pulido Leboeuf (Eds), pp. 321-323, 2002, Almería

CLAUSURA DE LAS «JORNADAS TÉCNICAS SOBREACUIFEROS COSTEROS Y DESALADORAS»

Fuensanta Coves

Consejera de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía

Quiero, ante todo, felicitar al Club del Agua Subterránea por la oportunidad y el acierto en la organización de estas Jornadas Técnicas sobre Los Acuíferos Costeros y las Desaladoras. Eventos de este tipo nos ayudan a comprender que, con los acuíferos costeros, disponemos de un recurso al que puede acudirse no sólo en situaciones de urgencia, sino para cubrir necesidades habituales en determinadas zonas concretas.

Actualmente, el suministro de agua para las necesidades existentes en las distintas actividades humanas, es una preocupación diaria, no sólo para las Administraciones y Organismos competentes en la materia, sino para la ciudadanía en general, que se encuentra con una de las problemáticas que más puede afectar a su modo de vida.

Por ello es importante que no cesen las iniciativas para debatir estas cuestiones a fin de que, tras el estudio minucioso y la valoración de las distintas alternativas, se sienten las bases para el deseable consenso en la gestión. Debemos desterrar la idea de que se trata de uno de los problemas ya clásicos y, como tal, entendido como irresoluble por los ciudadanos

Tradicionalmente, la calidad de vida ha estado asociada con la disponibilidad de agua, por lo que las civilizaciones han asumido de forma natural la importancia de este recurso básico. Pero el desarrollo económico ha provocado que la sociedad de consumo se haya desentendido, durante gran parte del siglo XX, de determinados condicionantes cuyo control es fundamental para asegurar el abastecimiento normal.

Es por ello que, una de las cosas que más se echan en falta en el anteproyecto del Plan Hidrológico Nacional elaborado por el Gobierno Central, sea un planteamiento sobre las líneas maestras para construir una nueva cultura del agua en nuestro país, con un análisis social y económico más riguroso sobre la gestión integral del recurso, que no se quede en el mero incremento cualitativo de la oferta y aporte una optimización del recurso existente y su demanda. Ello exigiría una evaluación estricta de las reserva hídricas, tanto para el consumo humano como para el sector primario de la economía y, por tanto, su coordinación con el Plan Nacional de Regadíos.

El modelo integral de gestión del recurso y la nueva cultura del agua que Andalucía quiere impulsar, no pasan por centrar el problema del agua

321

exclusivamente en la capacidad de embalsar y trasvasar, sino por establecer, en primer lugar, medidas concretas de eficienca en la gestión de la demanda del recurso, sobre todo en ámbitos como la agricultura. Se trata de abordar una política de producción de agua para garantizar el desarrollo de la región y superar la insuficiencia de cantidad y calidad en los usos urbanos, agrícolas e industriales, mediante alternativas viables como la reutilización de aguas depuradas, la interconexión de cuencas y la desalación de agua de mar.

Sabemos que cuando el agua es un bien escaso, los ciclos naturales se ven seriamente afectados y con ellos la riqueza natural de nuestro entorno, originándose graves alteraciones ambientales. Es de sobra conocida la dificultad por la que pasan durante largos periodos los humedales andaluces, en los que la carencia de agua es determinante para el normal desenvolvimiento de la fauna y la flora.

Hay que afirmar con rotundidad que las soluciones de la llamada “crisis del agua” pasan por un tratamiento sostenible de la cuestión, que atienda tanto al suministro general como a la conservación de los espacios naturales.

Las distintas infraestructuras hídricas deben tener en cuenta la variante ambiental, pues no sería una novedad que determinadas obras causaran perjuicios irreparables a las condiciones naturales del entorno físico. Por ello los órganos con competencias ambientales velarán por que las medidas a adoptar sean viables desde el punto de vista técnico, económico y, por supuesto, ecológico.

Igualmente, la planificación hidrológica en Andalucía debe incluir el uso conjunto y coordinado de las aguas subterráneas y superficiales, en especial en zonas como Almería. La coordinación entre ambas fuentes de recursos se considera esencial para evitar, como está ocurriendo actualmente, la sobreexplotación de los acuíferos que generan intrusión salina y contaminación.

Las desaladoras pueden constituir también una solución complementaria y de urgencia a la planificación hidrológica. Las infraestructuras hidrológicas, por su complejidad y magnitud, no pueden dar respuesta inmediata a necesidades que son perentorias. Por ello el Gobierno de la Comunidad Autónoma considera que acudir a la desalación puede y debe ser la alternativa mientras se culminan las obras de trasvase y canalización y ha propuesto la construcción de determinadas plantas desalinizadoras que cumplan dicho fin.

En el contexto del litoral de Almería el debate sobre las plantas desaladoras cobra un extraordinario interés científico-técnico, pero también social y político.

El paisaje invernado almeriense con decenas de miles de hectáreas de agricultura intensiva ocupando las llanuras litorales del poniente y del Campo de Nïjar, constituye el principal motor de la economía provincial. Los agricultores almerienses han demostrado con el apoyo decidido de la Junta de Andalucía, una capacidad de innovación y progreso tecnológico en la gestión del ciclo del agua que constituye un ejemplo a seguir en el escenario mediterráneo europeo.

La Consejería de Medio Ambiente tiene entre sus prioridades políticas para esta legislatura, promover e impulsar estrategias de desarrollo sostenible en el ámbito del medio ambiente urbano y del contexto rural de los Parques

322

Naturales. En este escenario de sostenibilidad debemos situar algunas reflexiones vinculadas a los objetivos de este seminario.

En primer lugar debo recordar que el modelo de gestión del agua y de losacuíferos costeros en regiones semiáridas como Almería, es un debate sobre alternativas para optimizar la escasez del recurso pero también es un debate sobre la calidad del agua.

En este sentido es necesario un control cada vez más riguroso de los fenómenos de eutrofización derivados del uso masivo de abonos minerales y orgánicos y de las posibles afecciones a los acuíferos de procesos de contaminación química por metales pesados o metabolitos de pesticidas. El control de los procesos de intrusión marina en los sistemas acuíferos del litoral, debe constituir una línea de investigación prioritaria para la Universidad y es una prioridad política de la Junta de Andalucía.

En cuanto al problema de la escasez parece innecesario recordar que para poder reivindicar solidaridad intercuencas y para poder justificar las grandes inversiones públicas previstas en equipamientos de desalación es necesario seguir mejorando la gestión de los recursos existentes evitando pérdidas en las redes de abastecimiento y saneamiento urbanas, reinyectando en los sistemas acuíferos toda el agua residual urbana depurada, mejorando las redes de abastecimiento agrícolas e invirtiendo en proyectos I+D que contribuyan a optimizar todavía más el uso de los recursos renovables.

Este Seminario científico-técnico sobre la desalación y la gestión de los acuíferos costeros, promovido por la Universidad de Almería y patrocinado por entidades que han apostado decididamente por un modelo de desarrollo agrícola sostenible, debe ser un ejemplo a seguir para otras regiones de características biofísicas semejantes y debe contribuir a la consolidación de un modelo de gestión integral del agua en la que el crecimiento y la demanda agrícola se supediten cada vez más al control riguroso y permanente en cantidad y calidad de los recursos superficiales y subterráneas existentes.

Las plantas de desalación deben entenderse como alternativas complementarias, vinculadas a la demanda urbano-residencial y agrícola-intensiva y programarse con las obligadas cautelas hasta que se conozcan y diagnostiquen los impactos derivados de su puesta en funcionamiento y siempre entendiendo la gestión del recurso con una visión integral y el valor del agua como vector de solidaridad.

323

Foto 1.- Integrantes de una de las Mesas Redondas.

Foto 2.- Pausa café tras una de las sesiones de trabajo.

327

Foto 3.- Instantánea de una sesión de trabajo.

Foto 4.-

328

Foto 5.-

329

Alcalá García, Fco. Javier Universidad Politécnica Jordi Girona, 3 - Campus Norte 08071 - Barcelona francisco.alcala@upc.es

Alonso Blanco, José Miguel Afloraguas, O.T. Carrera de los Picos, 6 - 2º 5 04004 - Almería AFLORAGUAS@terra.es

Asensio Navarro, Mª FranciscaDelegación Consejería Medio Ambiente Centro Residencial Oliveros Bloque Singular 2ª pl. 04004 - Almería

Barón Periz, Alfredo Dirección General Recursos Hídricos Gran Vía Asima, 4 1RPolígono de Son Castello 07009 - Palma de Mallorca egarrido@dgreghid.caib.es

Berbel Martínez, Modesto Confederación Hidrográfica del Sur Rambla Obispo Orberá, 3 04005 - Almería

Boloix Piña, Rafael PERSOND S.A. Paseo Marítimo Ciudad de Melilla, 17 29016 - Málaga

Bravo Mancheño, Guillermo CODESA - Apdo. 11055 41080 - Sevilla cgisl@interbook.net

Cabrera Méndez, Emilio Canal de Isabel II Santa Engracia, 125 28003 - Madrid

Cabrera Santana, María del Carmen Dpto. FísicaCampus Universitario de Tafira 35017 - Las Palmas de Gran Canaria ccabrera@cicei.ulpgc.es

Calaforra Chordi, José Mª Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04120 - Almería jcalaforr@ual.es

Callejón Baena, José Luis Universidad de Almería Dpto. Ingeniería Rural 04120 - Almería jcallejo@ual.es

Campoy Marti, Conxita Ayuntamiento de Malgrat de Mar 08380 - Malgrat de Mar correu@ajmalgrat.es

Cánovas Cuenca, Juan Confederación Hidrográfica del Segura Plaza de Fontes, 1 30001 - Murcia presidencia@chs.mma.es

del Castillo, Eduardo SOGESUR S.A. González Garbín, 32 04001 - Almería

Castro Nogueira, Hermelindo Universidad de Almería Dpto. de Biología Vegetal y Ecología 04120 - Almería hcastro@ual.es

Cayuela, Emilio ICCSAJosé Morales Abad, s/n – Edif. Jarquil 04007 - Almería

333

Celdrán Uriarte, Eloy Muralla del Mar, 5-1º 30202 – Cartagena

Cerón García, Juan Carlos Dpto. Geodinámica y PaleontologíaEdif. Marie Curie - Avda. Fuerzas Armadas 21071 - Huelva ceron@uhu.es

Contreras, Inocencio SOGESUR S.A. González Garbín, 32 04001 - Almería

Cordero de Oña, Manuel Diputación Provincial de Almería Hermanos Machado, 27 04071 - Almería

Corominas Masip, Juan Secretaría General de Aguas Junta de Andalucía 41071 - Sevilla

Correa Díaz, FelipeFacultad Ciencias Marinas - Ap. 453 Ensenada, Baja California 22890 - México fcorrea@faro.ens.uabc.mx

Cristobal de la Iglesia, José Antonio PERFIBESAAngel Barajas, 4 bajo B 28224 - Pozuelo de Alarcón perfibesa@retemail.es

Delgado Moya, Sebastián Pozos Reúnidos c/ Goya s/n 30007 - Murcia sedelam@agbar.es

Díaz, Lorenzo LyngAgua S.L. Anfi Tauro-Barranco del Lechugal s/n 35138 - Valle de Tauro - Mogán Ldiaz@anfi.es

Esteve Fenollosa, Manuel Comunidad Regantes Vall de Uxo Avda. Jaime I, 36 12600 - Vall d'Uxo

Fayas Janer, José A. Dirección General Recursos Hídricos Gran Vía Asima, 4 B 07009 - Palma de Mallorca

Fernández Cortés, Ángel Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04120 - Almería acortes@ual.es

Fernández del Río, Gabriel DGOH (MMA) Plaza San Juan de la Cruz s/n 28071 - Madrid

Fernández-Rubio, RafaelETSI Minas Ríos Rosas, 21 28003 – Madrid frasaingenieros@terra-es

Figueras Bartrolí, MartaTécnicas y Proyectos S.A. c/ Mallorca, 272-276 3º 1º 08037 – Barcelona

Frías Sánchez, José Sebastián Narval Ingeniería, S.A. Pasaje Noblejas, 2 29002 - Málaga narval@vnet.es

García Castillo, Amaya Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04120 - Almería

García de Chiclana, José Luis ABENSUR Avda. de la Buhaira, 2 41018 - Sevilla jlgarcia@abensur.abengoa.com

334

García García, Juan Pedro Diputación Provincial de Almería Navarro Rodrigo, 17 04071 - Almería jpgarcia@dipalme.es

García López, Juan Ángel AfloraguasCarrera de los Picos, 6 - 2º-5 04004 – Almería AFLORAGUAS@terra.es

Garriga Nualart, JoséAyuntamiento de Malgrat de Mar Carme, 30 08380 - Malgrat de Mar correu@ajmalgrat.es

Getino Pérez, Laureano PERFIBESAAngel Barajas, 4 bajo B 28224 - Pozuelo de Alarcón perfibesa@retemail.es

Gisbert Gallego, Juan Mª Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04120 - Almería jgisbert@ual.es

Gómez Morte, JoaquínCONTUTEN, S.L. c/ Mendizabal, 37 - 3º A 35001 - Las Palmas de Gran Canaria amenem@cica.es

González Hernando, LucíaDGOH (MMA) Subdir. y Gestión del Dominio PúblicoPlaza San Juan de la Cruz 28071 - Madrid

González Martínez, ArsenioEscuela Politécnica Superior Universidad de Huelva 21819 - Palos de la Frontera arsenio@uhu.es

González Ramón, Antonio Instituto Geológico y Minero de España Neptuno, 1 - 5º 18004 - Granada granada@igme.es

González Sáez, Clemente Jesús Diputación Almería Hermanos Machado, 27 04071 - Almería clego@larural.es

Hernández Bravo, Juan Antonio Diputación Provincial de AlicanteDpto. Ciclo Hídrico Avda. Orihuela. 128 03006 - Alicante jahernan@dip-alicante.es

Hernández Turro, RamónCooperativa Agrícola 08380 - Malgrat de Mar correu@ajmalgrat.es

Jiménez Ortega, Manuel AFORMHIDRO General Moscardo, 15 30830 - Albujón (Murcia)

Giménez Forcada, ElenaUniversidad Católica de Ávila c/ Canteros s/n 05005 - Ávila elegifor@wanadoo.es

Jiménez Salas, José Ramón Diputación de Castellón Plaza Aulas, 1 12001 - Castellón jrjimenez@dipcas.es

Juanes Prieto, Zoraida Dirección General Aguas Edif. Usos Múltiples IPl. Derechos Humanos s/n 35071 - Las Palmas Gran Canaria zjuapri@|copua.rcanaria.es

335

López Geta, Juan Antonio Instituto Geológico y Minero de España Ríos Rosas, 23 28003 - Madrid lopez.geta@igme.mma.es

López Navarro, Antonio Diputación Provincial de Almería Hermanos Machado, 27 04071 - Almería

López-Camacho, Bernardo Canal de Isabel II Santa Engracia, 125 28003 - Madrid blopezcamacho@cyii.es

Lozano Nebot, Alonso Comunidad Regantes Vall d'Uxo Avda. Jaime I, 36 12600 - Vall d'Uxo

Himi, Mahjoub Dpto. Geoquímica, Petrologíay Prospección GeofísicaFacultad de Geología Universidad de Barcelona 08071 - Barcelona himi@natura.geo.ub.es

Maldonado Zamora, AlfonsoE.T.S. Ingenieros de Minas Ríos Rosas, 21 28003 - Madrid direccion@minas.upm.es

Manzanares Robles, José M. Ministerio de Medio Ambiente Desp. B. 811 Plaza S. Juan de la Cruz s/n 28071 - Madrid

Marañón Martín, José ABENSUR Avda. de la Buhaira, 2 41018 - Sevilla

Marín Marín, Alberto Delegación Consejería Obras PúblicasEdificios Múltiples Calle Hermanos Machado, 4 04071 - Almería

Martínez Rubio, Juan TRAGSATEC Conde de Peñalver. 84 28006 - Madrid jmr@tragsatec.es

Melgar Rojo, Juan Yago Avda. Felipe II, 144-4º A 41013 - Sevilla jmelgar@cpre.junta-andalucia.es

Méndez Raja, José Perforaciones Méndez S.L. Plaza del Convento, 9 4º 30870 - Mazarrón sondeos.mendez@terra.es

Menéndez Martínez, Alberto E.U.P.Dpto. Tecnología Electrónica c/ Virgen de África, 7 41011 - Sevilla

Milan Soriano, José c/ Plaza nº 20 04540 - Nacimiento (Almería) inuck@olemail.com

Molina Sánchez, Luis Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04120 - Almería lmolina@ual.es

Mora Alonso-Muñoyerro, Justo Dirección General de Obras Hidráulicas y Calidad de las AguasMinisterio de Medio Ambiente 28071 - Madrid justo.mora@sgph.mma.es

336

Moragues Zaforteza, Luis TIRMECtra. Soller. Km 8.2 07120 - Palma Mallorca LMORAGUES@TIRME.COM

Morell Evangelista, Ignacio Universitat Jaume IDpto. Ciencias Experimentales 12071 - Castellón morell@vents.uji.es

Moreno Lampreave, Diego C/ Araña - Apart. Las Dunas, 2 04150 – Cabo de Gata dmoreno@telebase.es

Navarrete López-Cózar, FernandoUniversidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04071 - Almería fnavarre@ual.es

Navarro Navarro, César Costa Verde, 41 04009 - Almería

Palacios, José Luis DEGRÉMONTCamino Ibarrecolanda, 6 48015 - Bilbao

Pascual Soler, Alejandro ICCSAJosé Morales Abad, s/n - Edif. Jarquil 04007 - Almería

Pazos Carrión, Carmen Universidad Pontificia Comillas A. Aguilera, 23 28015 - Madrid cpazos@dqm.icai.upco.es

Peirats Orenga, Vicente Comunidad Regantes Vall d'Uxo Avda. Jaime I, 3 12600 - Vall d'Uxo

Pérez García, Manuel Universidad de Almería Dpto. Física Aplicada 04120 - Almería mperez@ual.es

Pérez Lao, Antonio CajamarPlaza Barcelona, 5 04006 - Almería

Pérez Parra, Jerónimo Estación Experimental Las Palmerillas Apartado 250 04080 - Almería jpparra@larural.es

Piñero Contreras, Fco. Javierc/Dr. Araez Pacheco, 9-3º E 04004 - Almería

Piquer Rodríguez, María Avda. Nueva Almería, 52 04007 - Almería

Pulido Bosch, Antonio Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04120 - Almería apulido@ual.es

Pulido Leboeuf, Pablo Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04120 - Almería ppulido@ual.es

Quiles Fabrega, Bernabé Diputación Provincial de Almería Hermanos Machado, 27 04071 - Almería

Ramírez Rodríguez, José Diputación Provincial de Almería Hermanos Machado, 27 04071 - Almería jramirez@dipalme.org

337

Ramos González, Gerardo Instituto Geológico y Minero de España Ríos Rosas, 23 28003 - Madrid g.ramos@igme.es

Ridao Domínguez, Mª del Mar Pani Consult Res. Cort. Grande, II Retamar s/n - 4 2ºC 04007 - Almería UDO.LAMPE@arrakis,es

Rodríguez Arribas, Juan Antonio Confederación Hidrográfica del Sur Paseo de Reding, 20 29016 – Málaga

Rodríguez Carrascosa, Rocío ITSMO'94 S.L. San Fernando, 23 - 1º B 41004 - Sevilla itsmo94@itsmo94.com

Rodríguez Náñez, José Antonio PERFIBESAAngel Barajas, 4 bajo B 28224 - Pozuelo de Alarcón perfibesa@retemail.es

Romero Pavía, Pedro FACSAc/ Mayor, 82-84 12001 – Castellón promero@facsa.com

Romero Puig, Francisco Delegación Consejería Obras PúblicasEdificios Múltiples Calle Hermanos Machado, 4 04071 - Almería

Rubio Campos, Juan Carlos Instituto Geológico y Minero de España Neptuno, 1- 5º 18004 - Granada granada@igme.es

Ruíz López, Guillermo PRIDESAJosé Luis Goyoaga, 36-2ª (apartado 77) 48950 - Erandio (Vizcaya) pridesa@coib.es

Sánchez Martos, Francisco Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04120 - Almería fmartos@ual.es

Sánchez-Rubio Ruíz, Belén FACSAC/ Mayor, 82 12001 - Castellón

Sandoval, Antonio Aguas de la Cuenca del Guadalquivir S.A. Virgen de Aguas Santas, 2 - 4ª pl. 41011 - Sevilla sandoval@aquavir.com

Senent Alonso, Melchor Universidad de Murcia - Facultad de Biología Dpto. Ecología e Hidrología 30100 - Murcia melchors@um.es

Tomás Céspedes, Ramón Ayuntamiento de Vila-Real 12540 - Vila-Real

Tuñón Colom, Juan Universitat Jaume IDpto. Ciencias Experimentales 12071 - Castellón

Vallejos Izquierdo, Ángela Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04120 - Almería avallejo@ual.es

Vela Ríos, Magdalena Amelia Delegación Consejería de Medio Ambiente Centro Residencial Oliveros04004 – Almería

338

Vicente Torres, Carmen Aguas del Júcar Játiva, 30 – 3º 46004 - Valencia

Viseras Alarcón, Jorge Ayuntamiento de El Ejido Area de Agricultura y Medio Ambiente 04700 - El Ejido jviseras@elejido.org

Yaglian Esteiner, Eduardo E.U.P. - Dpto. Tecnología Electrónica c/ Virgen de África, 7 41011 - Sevilla eduardoys@platero.eup.us.es

Yebra Garzón, Florindo ICCSAJosé Morales Abad, s/n – Edif. Jarquil 04007 - Almería fyebra@icc-ingenieria.com

Zamora Frías, José Luis A.I.T.S.L.Lentisco, edif. Celulosa II, 2º - 10 04007 - Almería ingenieria@ait-sl.com

Zapata Sierra, Antonio Universidad de Almería Dpto. de Ingeniería Rural 04120 - Almería ajzapata@ual.es

Zaragoza del Águila, Guillermo Estación Experimental Las Palmerillas Apartado 250 04080 - Almería gzaragoza@cajamar.es

Zarza Moya, Eduardo CIEMAT - Plataforma Solar de Almería Ctra. de Senes s/n 04200 - Tabernas

339

COMITÉ DE HONOR

EXCMO. SR. D. MANUEL CHAVES GONZÁLEZPresidente de la Junta de Andalucía

EXCMO. SR. D. SANTIAGO MARTÍNEZ CABREJASAlcalde-Presidente del Excmo. Ayuntamiento de Almería EXCMA. SRA. Dª CONCEPCIÓN GUTIÉRREZ DEL CASTILLO

Consejera de Obras Públicas y Transportes de la Junta de Andalucía EXCMA. SRA. Dª FUENSANTA COVES BOTELLA

Consejera de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía EXCMO. SR. D. ALFREDO MARTÍNEZ ALMÉCIJA

Rector de la Universidad de Almería EXCMO. SR. D. LUIS ROGELIO RODRÍGUEZ-COMENDADOR PÉREZ

Presidente de la Diputación de Almería EXCMO. SR. D. EMILIO CUSTODIO GIMENA

Director General del Instituto Geológico y Minero de España Ministerio de Ciencia y Tecnología

EXCMO. SR. D. JOSÉ ANTONIO VILLEGAS ALÉSPresidente de la Confederación Hidrográfica del Sur

PROF. DR. ANTONIO PULIDO BOSCHPresidente del Club del Agua Subterránea

COMITÉ EJECUTIVO

Presidente de Honor RAFAEL FERNÁNDEZ-RUBIO

Presidente Ejecutivo ANTONIO PULIDO BOSCH

Vicepresidentes BERNARDO LÓPEZ-CAMACHOJUAN ANTONIO LÓPEZ GETA

FERNANDO LÓPEZ VERASecretaria

ÁNGELA VALLEJOS IZQUIERDOTesorero

JOSÉ MARÍA CALAFORRA CHORDIVocales

IRENE DE BUSTAMANTE GUTIÉRREZARSENIO GONZÁLEZ MARTÍNEZIGNACIO MORELL EVANGELISTA

FERNANDO NAVARRETE LÓPEZ-CÓZARFERNANDO OCTAVIO DE TOLEDO

COMITÉ LOCAL

PresidenteFERNANDO NAVARRETE LÓPEZ-CÓZAR

VocalesJOSÉ MARÍA CALAFORRA CHORDI

ÁNGELA VALLEJOS IZQUIERDOLUIS MOLINA SÁNCHEZ

FRANCISCO SÁNCHEZ MARTOSJUAN GISBERT GALLEGOPABLO PULIDO LEBOEUF

ÁNGEL FERNÁNDEZ CORTÉSFRANCISCO ALCALÁ GARCÍA

AMAYA GARCÍA CASTILLO

Secretaria administrativa PAULE LEBOEUF GABORIEAU

ORGANISMOS Y EMPRESAS PATROCINADORAS

INSTITUTO GEOLÓGICO Y MINERO DE ESPAÑAUNIVERSIDAD DE ALMERÍA

CONSEJERÍA DE OBRAS PÚBLICAS Y TRANSPORTES DE LA JUNTA DE ANDALUCÍACONSEJERÍA DE MEDIO AMBIENTE DE LA JUNTA DE ANDALUCÍA

PERFIBESADIRECCIÓN GENERAL DE OBRAS HIDRÁULICAS Y CALIDAD DE LAS AGUAS

ORGANISMOS Y EMPRESAS COLABORADORAS

CAJA RURAL DE ALMERÍA Y MÁLAGA (CAJAMAR)DEGRÉMONT MEDIO AMBIENTE, S.A.

CONFEDERACIÓN HIDROGRÁFICA DEL SUR DE ESPAÑAEXCMA. DIPUTACIÓN DE ALMERÍA

TURISMO ANDALUZPRIDESA-ABENGOA, UTE

AFORMHIDROFACSA

Este libro recoge esencialmente las contribuciones presentadas en las Jornadas Técnicas “Los Acuíferos Costeros y las Desaladoras”, organizadas por el Club del Agua Subterránea y que tuvieron lugar en Almería los días 24 al 26 de Enero de 2001. Las opiniones recogidas en los diferentes artículos son responsabilidad de los autores sin que tengan que ser compartidas por los editores ni por el Club del Agua.