• Author / Uploaded
• msticco3

Citation preview

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

7

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 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

11

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

3

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

4

El impacto del vertido de las desaladoras en el medio marino D. Moreno Lampreave El Plan Hidrológico Nacional y la desalación en Andalucía J. Corominas (Diapositivas de la presentación)

305 309

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 327

Reportaje fotográfico

VII. LISTA PARTICIPANTES 333

Relación de participantes

5

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

11

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 muy frecuente 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).

12

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

13

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

14

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,

15

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 y menorquí 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

16

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).

17

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

18

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 AlbienseCenomaniense, 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.

19

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 (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

20

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

21

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

22

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.

23

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).

24

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

29

Dubrava

40

150

15

50

Kovca

70

50

25

29

Gustirna

82

270

120

250

Zuljane Marina

18 27,5

30 20

10 55

350 300

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.

25

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 disoluciónprecipitación 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 provincia de Alicante. TIAC'88. Tecnología de la Intrusión de Acuíferos Costeros, III: 211220. 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.

27

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. España Centro Nacional de Investigaciones Científicas (CNIC). La Habana. Cuba 3 Instituto Nacional de Recursos Hidráulicos (INRH). La Habana. Cuba 4 Centro Nacional de Termalismo “Víctor Santamarina”. La Habana. Cuba 2

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 entre las 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 y Güines. Es un acuífero kárstico cuya trasmisividad varía entre 5.000 y 50.000

29

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). N O

Isla de Cuba E

S

La Habana Ciudad de La Habana

Acuífero Guira-Quivican

Mar Caribe 0

50 km Zona de Estudio

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

30

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 mes de 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,

31

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).

N E

O

Liliana Dimitrova

S 0

Sotolongo 5 km Mamey Soledad Segui Morenita

La Cuchara Cala 10 Santa Ana

Leyenda Piezómetro Pozo Batométrico Estación Climática

Mederos Alvaro Barba

Pluviómetro Pluviógrafo Carreteras

Playa Cajio

Mar Caribe

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:

>Cl - @muestra  >Cl - @agua dulce x100 Porcentaje de mezcla = >Cl - @agua de mar 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).

32

Temperatura (ºC)

25.20

25.60

25.40

26.00

25.80

26.20

0.00

Temperatura

10.00

Profundidad (m)

Conductividad

20.00

30.00

40.00 0

10000

20000

30000

40000

50000

60000

Cond. ( P S/cm)

Figura 3.- Registro vertical de conductividad eléctrica y temperatura Álvaro Barba, 14 julio 1997). Pozo Sotolongo Díaz Liliana Dimitrova Santa Ana Cala 10 Álvaro Barba Playa Cajío

Ecuación % mez.=0.0101-5.4645*CE % mez.=0.0102-9.0374*CE % mez.=0.0105-8.5369*CE % mez.=0.0106-10.313*CE % mez.=0.0111-8.3954*CE % mez.=0.0113-11.942*CE

(pozo

Coeficiente de correlación (r) 0.9959 0.9992 0.9993 0.9990 0.9976 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).

33

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

Sotolongo Díaz

10-11

0.2-0.4

0.6-0.7

598-1000

II

Cala 10

2-10

0.4-2.1

0.6-1.2

887-1831

II

Agua dulce muy poco salinizada Agua dulce muy poco salinizada Agua dulce muy poco salinizada

Playa Cajío

2-15

3.6-5.0

1.8-2.3

2600-4000

III

Álvaro Barba

3-10-15-20

1.2-4.0

0.7-1.9

999-3000

III

Cala 10

5

2.6

1.4

2600

III

Santa Ana

5-12

2.1-3.9

1.2-1.9

1730-3000

III

Sotolongo Díaz

40-41

0.8-2.7

0.7-1.5

1000-2520

III

Playa Cajío

17

4.5-18

2-6.8

3340-10080

IV a

Álvaro Barba

21.5

14.0

4.5

8070

IV a

Agua dulce ligeramente salinizada Agua dulce ligeramente salinizada Agua dulce ligeramente salinizada Agua dulce ligeramente salinizada Agua dulce ligeramente salinizada Agua salobre (zona de mezcla, parte alta) Agua salobre (zona de mezcla, parte alta) Agua salobre (zona de mezcla, parte alta) Agua salobre (zona de mezcla, parte alta) Agua salobre (zona de mezcla, parte alta) Agua salobre (zona de mezcla, parte alta) Agua salobre (zona de mezcla, parte baja) Agua salobre (zona de mezcla, parte baja) Agua salobre (zona de mezcla, parte baja) Agua salobre (zona de mezcla, parte baja) Agua salobre (zona de mezcla, parte baja) Agua salobre (zona de mezcla, parte baja)

Cala 10

15-20.5

8.2-23.7

2.8-5.2

5400-9680

IV a

Santa Ana

20-30

5.9-23.6

2.5-8.6

4290-13000

IV a

L. Dimitrova

44.5

11.4

4.7

7280

IV a

Sotolongo Díaz

43-46

2-23.5

1.1-8.7

1823-13690

IV a

Playa Cajío

17.5

32.6

10.9

17000

IV b

Álvaro Barba

23

20.3-61.8

6.7-19.7

11800-32000

IV b

Cala 10

21

35.12

12.5

19630

IV b

Santa Ana

30.7

30.15

10.9

17000

IV b

L. Dimitrova

46

33.3

12.3

20600

IV b

Sotolongo Díaz

47

36.70

13.4

21000

IV b

Playa Cajío Álvaro Barba

19-23 25-34

57-100 70.1-100

20.1-38.9 22.9-35.2

31000-54000 35700-52000

V V

Agua salada 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

N

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.

0

r Ma

Ca

2

rib

4 km

e

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)

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

35

2

N

0

Ma

r

ri b Ca

e

N

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)

Ma

e rib a rC

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)

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

36

4 km

2

N

0

Ma

r

e rib a C

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)

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 Clen 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

4 km

N 0

500

Distancia a la costa (metros)

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

Sotolongo Díaz 0

Santa Ana

L. Dimitrova

Cala 10 Álvaro Barba

-5

Playa Cajío

-10

-15

II y IIII 10 m

12 m 3.90 % 2.13 %

Profundidad (m)

-20

-25

15 m 17 m 17.5 m

4.98 %

20 m

-30 23 m

Nivel piezométrico

IVa

10.13 % 32.6 % 3.99 %

21.5 m

13.91 %

23 m

41.21 %

IVb

II y III.- Agua con baja salinidad IVa.- Zona de mezcla, parte alta IVb.- Zona de mezcla, parte baja V.- Zona de agua salada

20.5 m 21 m

14.83 % 35.12 %

100 % 25 m

-35

V

64.78 % 30 m 30.7 m

10.41 % 30.15 %

-40 41 m 1.67 % 0.80 %

40 m 34 m

95.26 % 38 m

61.02 %

-45 46 m 23.46 % 11.47 % 47 m 36.70 % 33.29 %

44.5 m 46 m 47 m

-50

50.5 m 50 m

67.36 %

73.02 %

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 GüiraQuivicán, 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

05/06/98

12/22/97

01/30/98 02/27/98 03/28/98

10/30/97

09/02/97 09/29/97

01/31/97 02/27/97 03/28/97 04/25/97

(a)

05/29/97 06/27/97 07/14/97

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.

3.5

20

3.0

15

400

Cl (50 m)

80

40

2.5

10

200

Concentración (meq/l)

300

Cl (40 m)

Lluvia diaria (mm)

60

20

Cl (11 m)

Lluvia

Cloruros a 40 m de profundidad Cloruros a 50 m de profundidad

5

100

05/06/98

01/30/98 02/27/98 03/28/98

12/22/97

10/30/97

09/02/97 09/29/97

05/29/97 06/27/97 07/14/97

2.0 01/31/97 02/27/97 03/28/97 04/25/97

0

Cloruros a 11 m de profundidad

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. 05/06/98

01/30/98 02/27/98 03/28/98

12/22/97

10/30/97

09/02/97 09/29/97

05/29/97 06/27/97 07/14/97

01/31/97 02/27/97 03/28/97 04/25/97

(b)

30

400

20

300

600

Cl (34 m)

80

10

200

520

Concentración (meq/l)

560

Cl (23 m)

40

20

Cl (3 m)

Lluvia Cloruros a 3 m de profundidad Cloruros a 23 m de profundidad Cloruros a 34 m de profundidad

0

100

480

05/06/98

01/30/98 02/27/98 03/28/98

12/22/97

10/30/97

09/02/97 09/29/97

05/29/97 06/27/97 07/14/97

0 01/31/97 02/27/97 03/28/97 04/25/97

Lluvia diaria (mm)

60

Figura 6 (continuación).- Pozo Álvaro Barba.

39

05/06/98

32

80

120

100

80 40

500

60 24 20

Concentración (meq/l)

600 28

Cl (17 m)

Lluvia diaria (mm)

60

700

Cl (23 m)

12/22/97

01/30/98 02/27/98 03/28/98

10/30/97

09/02/97 09/29/97

05/29/97 06/27/97 07/14/97

01/31/97 02/27/97 03/28/97 04/25/97

(c)

400 40

Cl (2 m)

Lluvia

20

Cloruros a 17 m de profundidad

20

300

Cloruros a 23 m de profundidad

05/06/98

01/30/98 02/27/98 03/28/98

12/22/97

10/30/97

09/02/97 09/29/97

05/29/97 06/27/97 07/14/97

01/31/97 02/27/97 03/28/97 04/25/97

0

Cloruros a 2 m de profundidad

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 actividades hispano-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

40

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 salina para el beneficio de los recursos explotables de una cuenca subterránea. Investigaciones Hidrogeológicas en Cuba, 71-86. D.M. Arellano, M.A. GómezMartín, 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. Investigaciones Hidrogeológicas 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.

41

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. 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. 2

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 PS/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. 1 23,0 2 21,0 3 24,0 4 21,5 5 21,0 6 20,0 7 20,0 8 26,0 9 21,3 10 22,0

pH Cond. 7,2 250 6,8 4060 8,0 850 7,8 6200 7,8 996 7,2 1958 7,8 920 7,4 1197 8,4 714 7,8 3110

ClSO42- HCO3- Ca2+ Mg2+ 20 14 108 17 13 1123 324 433 371 127 526 155 439 134 52 1410 307 451 151 124 140 37 91 30 30 519 695 524 277 107 266 313 313 117 65 216 88 183 46 26 211 140 305 62 62 598 163 154 77 62

Na+ 14 366 361 827 54 323 189 175 156 320

K+ 1 10 6 10 2 41 10 13 7 6

NO31 76 3 31 53 nd nd 8 nd 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 Temp. pH Cond. ClSO42HCO3Ca2+ Mg2+ Na+ K+

Mínimo 20,0 6,8 250 20 14 91 17 13 14 1

Máximo 26,0 8,4 6200 1410 695 524 371 127 827 41

Media 22,0 7,6 2026 503 224 300 128 67 278 10

Desviación estándar 1,9 0,5 1884,7 448,0 199,9 158,4 114,3 40,4 229,3 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-/SO42- los valores más bajos se encuentran también en las muestras 1, 6, 7 y 9, variando 46

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-/ SO42- 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-/ SO42- (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

47

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

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Cl-/ HCO3-

Cl-/ SO42-

Cl-/ Na+

Cl-/ K+

0,3 4,4 2,0 5,3 2,6 1,7 1,4 2,0 1,2 6,6

1,9 4,7 4,6 6,2 5,1 1,0 1,2 3,3 2,0 5,0

0,9 2,0 0,9 1,1 1,7 1,0 0,9 0,8 0,9 1,2

24,8 123,5 103,3 158,8 81,1 13,9 29,3 18,3 33,2 113,4

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

3 2 1 Calcita

0 1

2

3

4

5

6

7

-1

8

9

10

Dolomita Yeso

-2 -3 -4

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 una relación 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 PS/cm, lo que permite suponer la existencia de un proceso de intrusión marina que podría

48

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 PS/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.

49

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

51

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 húmeda alcanza 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.

52

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 unos 220 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

53

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 unos requerimientos 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

54

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:

55

• 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

56

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 DESALACIÓN

LOS

RECURSOS

HÍDRICOS

SUSCEPTIBLES

DE

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,

57

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

58

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.

59

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 deberse a 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

60

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.

61

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 mediante la 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 variación presenta con la porosidad, permeabilidad y el contenido en agua y su calidad.

62

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

63

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

64

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 los estudios 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.

65

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 dulceagua 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).

66

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, y que 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/año corresponden 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

67

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.

69

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 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. 2

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 PS/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 Ps/cm. Palabras clave: Hidrogeoquímica, marina.

salinización, contaminación,

intrusión

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.

71

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

72

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.

73

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

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

Temp. 15,0 14,0 13,5 16,5 15,0 15,0 18,0 15,0 16,0 17,0 17,0 15,0

pH Cond. 6,91 990 6,85 2580 6,34 1220 7,03 705 7,33 12520 8,01 2100 7,06 660 6,80 924 5,55 340 7,90 670 7,78 2340 7,65 2480

Cl144 548 210 56 7019 451 274 211 56 105 631 499

SO42- HCO3- Ca2+ 59 213 34 174 305 104 37 305 136 10 293 77 715 744 336 74 198 55 45 183 71 62 189 27 23 148 30 92 293 86 161 281 67 188 500 92

Mg2+ 32 67 21 20 251 42 34 22 11 38 71 65

Na+ 92 324 96 28 3909 253 114 137 47 48 358 360

K+ 14 1 9 3 215 0,4 3 2 6 16 2 30

NO339 51 12 5 2 18 47 16 26 0 6 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

Temp. pH Cond. ClSO42HCO3Ca2+ Mg2+ Na+ K+ NO3-

13,5 5,55 340 56 10 148 27 11 28 0,4 0

18,0 8,01 12520 7019 715 744 336 251 3909 215 51

15,6 7,1 2294 850 137 304 93 56 481 25 19

Desviación estándar 1,3 0,7 3318 1953 192 166 83 64 1087 60,5 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 Ps/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 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

Cl-/HCO31,2 3,1 1,2 0,3 16,2 3,9 2,6 1,9 0,7 0,6 3,9 1,7

Cl-/SO423,3 4,3 7,7 7,6 13,3 8,3 8,3 4,6 3,3 1,5 5,3 3,6

Cl-/Na+ 1,0 1,1 1,4 1,3 1,2 1,2 1,6 1,0 0,8 1,4 1,1 0,9

Cl-/Ca2+ 2,4 3,0 0,9 0,4 11,8 4,6 2,2 4,4 1,1 0,7 5,3 3,1

Cl-/Mg2+ 1,5 2,8 3,4 1,0 9,6 3,7 2,8 3,3 1,7 0,9 3,0 2,6

Ca2++Mg2+/Na+ 2,4 5,6 7,2 5,2 16,9 3,1 4,1 1,7 1,9 5,8 3,7 4,9

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

3,000 2,000 Índice de Saturación

1,000 0,000 -1,000

1

2

3

4

5

6

7

-2,000

8

9

10 11 12

Calcita Dolomita Yeso

-3,000 -4,000 -5,000

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 Ps/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 Ps/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: [email protected] 2) Facultad de Farmacia, Universidad de Barcelona. e-mail: [email protected]

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 (componente imaginaria) 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: S (1) NB S ( P 0 Z V / 2) G Cuando NB 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

169

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).

Desaladora L UA

N

S-15

R. Andarax

S-14 Aula-examen D.G.T.

Depósitos cuaternarios

S-13 S-12

Depósitos pliocenos Río Andarax

S-11 S-10 S-9 S-8 S-7 S-1

S-17

Almería

S-18

La Cañada

S-6 S-2 S-3

S-19

S-4

S-16

S-5

o ne rá er t i ed M ar 0 0.1 M

+

0.2 km

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

170

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. Relleno Gravas y arenas

10 m

Arenas finas y lutitas con abundantes bioclastos Gravas y arenas

Cuaternario Arcillas

Gravas y arenas

Gravas cuarcíticas

Alternancia de lutitas y calcarenitas

Plioceno

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 unos pozos 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

171

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

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19

14 14 13 11 9 13 13 12 12 13 12 12 12 12 12 12 11 12 11

Perforación 450 mm 154 115 106 105 102 78 78 78 83 82 82 86 84 87 144 96 90 96 87

Ensanche 600 mm 118 115 102 105 102 78 78 78 83 82 82 86 83 84 84 84 84 89 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 asentamientos diferenciales 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 12 m

Perforación a 450 mm, 96 m Ensanche a 600 mm, 89 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. 0

30 0

0

PS mV Gamma CPS

820 80

0 0

R64 ohm.m R32 ohm.m R16 ohm.m R8 ohm.m

8 8 8 8

Prof. (m)

4m F

80

10 85

8m C 15 90

8m F

20

95

25

6m C 30

Fin de Entubación

100

105

35 110

40 115

48m C

Cementación

45 120

Grava 6m F

50

2m C

55

30 0

4m F

820

0

80

0 0

60

0

2m C 6m F

PS mV Gamma CPS

R64 ohm.m R32 ohm.m R16 ohm.m R8 ohm.m

8 8 8 8

65

70

10m C 75

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 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19

154 115 106 105 102 78 78 78 83 82 82 86 84 87 114 96 90 96 87

14 14 13 11 9 13 13 12 12 13 12 12 12 12 12 12 11 12 11

116 104 100 99 100 65 65 72 75 76 76 80 80 81 79 79 76 85 79

20 28 24 27 24 20 18 21 18 22 20 19 22 19 21 19 21 19 21

51 47 42 38 40 33 33 31 37 36 40 40 42 40 40 38 35 36 39

DISTANCIA AL MAR

150 150 150 100 73 64 60 60 52 51 51 52 50 50 50 50 50 40 50

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 mm

0 Suelo arcilloso

Emboquille: 9-14 m

Lutitas Arenas

Tubería ciega 440 mm

Gravas

CEMENTADO 28 - 41 m

COMPACTONIT 8 - 10 m

18 a 28 m de Tramo Ranurado (1 mm abertura) ENTUBACIÓN 65 - 116 m

TAPÓN

PROFUNDIDAD 66 - 154 m

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. Q (l/s) 0

50

100

150

0 1

Descenso (m)

2 3 4 5 6 7 8 9 10

Desarrollo 1

Desarrollo 2

Desarrollo 3

B. escalonado

Figura 6.- Relación caudal – descenso en el sondeo 4, correspondiente desarrollo y al bombeo escalonado.

al

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. 0

50

Q (l/s)

100

150

0 2

Descenso (m)

4 6 8 10 12 14 16 18 20 Desarrollo 1

Desarrollo 2

Desarrollo 3

B. escalonado

Figura 7.- Relación caudal – descenso en el sondeo 7, correspondiente desarrollo y al bombeo escalonado.

al

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. Nº

Prof. (m) Entubación (m)

Filtro (m)

Eficiencia (%)

Caudal 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 caudales específicos 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. Nº

Prof. (m)

Entubación (m)

Filtro (m)

Eficiencia (%)

4 6 8 10

105 78 78 82

99 65 72 76

27 20 21 22

76% (115 l/s) 63% (125 l/s) 67% (140 l/s) 44% (147 l/s)

Caudal específico (l/s/m) 22.5 20.5 (122 l/s) 48.8 28.4

11 17 18 9

82 90 96 83

76 79 85 75

20 21 19 18

64% (130 l/s) 46 % (100 l/s) 29 % (130 l/s) 59% (130 l/s)

17.7 (120 l/s) 26.11 23.9 16.9

*Disminución de descensos (m) 0.5 – 1.5 0.5 – 2 0.2 – 1 0.4 – 0.6 2 –0.5 3 – 0.5 1–3 1.5 – 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.

Nº

Prof. Entubación (m) (m)

1

154

2 5

*Disminución de descensos (m)

Filtro (m)

Eficiencia (%)

Caudal específico (l/s/m)

116

20

74% (100 l/s)

115

104

28

68% (100 l/s)

11.8 (110l/s);13.5 (90l/s) 10.9

0.5 – 2

102

100

24

40% (80 l/s)

13.6 (90l/s)

2–3

1–5

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):297315. 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 Division UOP 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 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 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.

185

R. Andarax

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 nevadofilábrides 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).

Desaladora

P- III

ad rsid ive Un de ría e Alm

Aula-examen D.G.T.

Almería S-15 S-14 S-13 S-12

Pe

P- II

S-11

Del ta del Andarax

eo

S-10

P- I

S-17

S-8 S-7

S-1

S-18

S-6 S-3

S-19

S-4

S-16

S-5

ar

S-2

N

Med it err án

S-9

M

0

0.1

0.2 km

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

186

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

187

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.

Enjambre P-I Enjambre P-II Enjambre P-III

1 79 98 115

2 13 15 13

3 40 49 48

4 76 85 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 EsteOeste, 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

188

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).

Oeste

1

3

2 10 m

H

Profundidad 13/15/13 m

5m

H

C T

4 5m

Este DL

H

Profundidad 40/49/48 m C T

Profundidad 79/98/115 m

Profundidad 76/85/99 m

5 - 10 m Compactonit C T

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

189

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.

P-I

Conductividad

P-II

P-III

90

90

100

100

20.6 20.8

21

21.2 21.4

20.6

21

21.4

21.8

Temperatura

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.

190

P-I

Profundidad (m)

0

0

10

20

30

P-II

Conductividad (mS/cm) 40

50

60

0

10

10

20

20

30

30

40

40

50

50

60

60

70

70

80

80

CE al inicio del ensayo conjunto CE al final del ensayo conjunto

0

10

20

30

40

50

60

90 100

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).

NO INFLUENCIADO

BOMBEO C.E. (microS/cm) 20000 40000 60000 0 10 20 30

40

Profundidad (m)

50

60

P-I-2 P-I-3 P-I-4

70

80

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.

191

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 más alejado 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 dulceagua 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 los ensayos 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

192

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 PridesaAbengoa 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. y Pulido 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. y Pulido 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).

193

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 PS/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

195

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

196

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

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 PS/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.

INSTALACIÓN DE DESALADORAS 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.

198

Pozos no conectados a desaladoras

Pozos muy salinos por llegada de agua de Las Tabladas

Pozo costero que sufre intrusión marina

Pozos que sufren aumento de la salinidad y disminución de los nitratos

Pozos que sufren aumento de la salinidad y aumento de nitratos

0

Las Tabladas

1 km

Figura 2.- Situación espacial de los pozos de la zona de estudio e identificación del pozo que sufre intrusión marina y de los pozos que evidencian una disminución de nitratos al aumentar la explotación.

Océano Atlántico

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 PS/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 PS/cm. (Fig. 2) 2. Pozos que sufren un aumento moderado de salinidad (entre 4000 y 7000 PS/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 PS/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 PS/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

201

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.. Las Palmas de Gran Canaria, Madrid. 3 vol.+ mapas.

202

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 y Tecnología). 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.

203

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 calizodolomítico). 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 conjunto Alpujárride 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.

204

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 materiales por 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).

205

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). MANTO DE ALCÁZAR, MURTAS, ADRA

RÍO GUADALFEO UNIDAD LÚJAR-GÁDOR

MANANTIALES DE ALDÁYAR Y BOCA DEL RÍO

ACUÍFERO CALCÁREO DE ALBUÑOL ACUÍFERO ALUVIAL DE ALBUÑOL

LÍNEA DE FLUJO NIVEL PIEZOMÉTRICO

MANTO DE ADRA

Figura 2.-

Su substrato y límites laterales impermeables están constituidos por materiales metapelíticos de los mantos alpujárrides. La transmisividad de los materiales 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 PS/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

206

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 PS/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 (2044-40052), y una surgencia en el aluvial de la propia rambla de Aldáyar (2044-40015). 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.

207

POSIBILIDADES DE DESALACIÓN ACUÍFEROS DE ALBUÑOL

DE

LOS

RECURSOS

DE

LOS

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 y el 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

208

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.

209

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).

211

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 los países 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.

215

PAIS AUSTRALIA AUSTRIA BELGICA DINAMARCA FRANCIA ALEMANIA HUNGRÍA ITALIA LUXEMBURGO HOLANDA NORUEGA PORTUGAL SUDAFRICA ESPAÑA SUECIA SUIZA REINO UNIDO

AGUAS SUBTERRANEAS 8,03 % 50,54 % 66,40 % 99,36 % 60,00 % 64,14 % 81,91 % 50,26 % 4,44 % 64,50 % 11,71 % 50,06 % 9,71 % 20,58% 24,98 % 41,85 % 25,66 %

AGUAS DE MANANTIAL 0% 48,70 % 0% 0% 0% 8,09 % 11,93 % 38,75 % 71,11 % 0% 0% 0% 0,10 % 3,96 % 0% 41,67 % 0%

AGUAS SUPERFICIALES 91,97 % 0,76 % 33,60 % 0,64 % 40,00 % 27,77 % 6,16 % 10,99 % 24,45 % 35,50 % 88,29 % 49,94 % 90,19 % 75,46 % 75,02 % 16,48 % 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 Agua salobre

Uso urbano Uso agrícola Uso urbano y turístico Uso industrial Uso agrícola

90 Hm3 /año 5 Hm3 /año 29 Hm3 /año 40 Hm3 /año 58 Hm3 /año

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

Denia Son Tugores Bajo Almanzora Calpe Bechí Melilla Vall d’Uixó Arenas de San Juan Moncofar La Solana Villarubia de los Ojos San Clemente

PROVINCIA

AÑO

Alicante Mallorca Almería

1991 1995 1996

Alicante Castellón Melilla Castellón Ciudad Real Castellón Ciudad Real Ciudad Real Cuenca

1996 1997 1997 1997 1997 1998 1998 1998 1999

CAPACIDAD DE PROCEDENCIA PROBLEMÁTICA DEL AGUA A TRATAR PRODUCCION

TIPO

Osmosis Osmosis Nanofiltración Osmosis Osmosis Osmosis Osmosis Osmosis Nanofilt. Osmosis Osmosis Osmosis Nanofilt. Osmosis Nanofilt.

m3/día 19.000 30.000 19.000 2.040 1.500 1.000 7.500 250 250 4.000 7.000 1.000 1.000 700 700

Superficial Pozo Superficial

SO 2-4 , ClClSO 2-4

Pozo Pozo Pozo Pozo Pozo

ClNO3 NO3 NO3 -, ClDureza

Pozo Superficial

NO3 -, ClT.D.S.

Pozo

Dureza, SO 2-

Pozo

Dureza, SO 2-

4

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

218

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 alejada de 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

219

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 consecuencias muy 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 precipitaciones irregulares 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

220

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

221

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:

222

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

223

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. Nociones esenciales 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.

224

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. [email protected]

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

225

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 Venice Gardens (RO) Englewood (RO) Plantation RO (Sarasota Gulf Utility (*) Acme Improvement District Palm Beach County System Gasparilla Island RO North Martin County (*) Plantation East RO Burnt Store (RO) Boynton Beach (RO) Plantation RO (Broward Marco Island (*) North Collier County (RO) Sarasota County (EDR) Miramar RO Sanibel Island (*) Venice Gardens East RO Sunrise Sawgrass RO Cooper City RO Fort Myers RO Boynton Beach RO South Collier County RO Fort Pierce RO TOTAL

Propuesta 0 0 0 1 0 1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 2 1

Activo 1 1 1 0 1 1 0 1 0 1 1 1 1 2 1 2 0 0 1 0 0 0 0 0

10

16

Total En Construcción Sondeos 0 1 0 1 0 1 0 1 0 1 0 2 0 1 0 2 1 1 0 1 0 1 0 1 0 1 0 2 0 1 0 2 1 1 1 1 0 1 0 1 0 1 0 1 0 2 0 1 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).

226

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 residuos peligrosos 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 (PROHIBIDOS ACTUALMENTE). 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,

227

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 encuentran contemplados 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.

228

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,

229

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.

230

Foto 2.- Sondeo de Inyección Profunda y sondeo de control (La Florida, EEUU).

Por una parte este sistema, empleado normalmente para residuos altamente 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, open hole (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

231

alguna areniscas y rocas carbonatadas, puede utilizarse el acabado tipo open hole. 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 utiliza en 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 ha de 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

232

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

233

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 casing hasta 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.

234

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 pruebas para 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

235

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 realizarse mediante 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.

236

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

237

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 y químicas de la roca. - Análisis del fluido de la formación, para conocer el contenido y

238

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

239

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 acumulaciones concéntricas 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,

240

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.

241

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+V(F:L) Donde S representa el esfuerzo total, P la presión del fluido y V el esfuerzo 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.

242

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

243

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.

244

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 instalación del 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.

245

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

246

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

247

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

248

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 relevantes de los trabajos realizados y que en conjunto permiten recomendar la declaración de una estructura subterránea que bajo la denominación MurciaSur 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 PS/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

249

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 tuberíacasing 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 los materiales 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

250

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

251

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 PS/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 PS/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 6065 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.

252

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).

253

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 [email protected]

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 evacuación de salmueras procedentes de la desalinización de aguas continentales.

ANTECEDENTES La desalación de aguas marinas y la desalinización de aguas continentales 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

255

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 las medidas 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

256

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

257

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 natural frente 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

258

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 menos interesante 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,

259

3.

4. 5.

6.

7.

8. 9.

10. 11.

12.

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. 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. Elaboración de un Inventario de humedales de la Cuenca del Segura, que potencialmente puedan ser afectados por proyectos de restauración. 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. 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. 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. Identificación de embalses, estanques y otras obras destinadas a regular, almacenar o evaporar aguas salobres de cualquier origen. Estudio de las posibilidades de utilización de las aguas salobres generadas en Plantas desalinizadoras para la regeneración ecológica de humedales. Desarrollo de un manual técnico sobre restauración de humedales con salmueras procedentes de la desalinización de aguas continentales. 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. 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.

260

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 E. Zarza Moya1 y M. Pérez García2 2

1 CIEMAT-Plataforma Solar de Almería 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.

261

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.

262

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 funcionamiento continuo 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 %.

263

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

264

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.

265

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

266

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.

267

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 semiindustrial 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

268

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 cilindroparabólica (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

269

Figura 5.- Esquema de un sistema solar MED típico.

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.

271

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

272

forma de obleas regulares de hasta 100 cm2 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

273

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. Planta de ósmosis inversa Paneles FV

Sistema de adaptación eléctrica

Sistema de almacenamiento eléctrico Suministro de agua salobre

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

274

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 cilindroparabólicos 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

275

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

276

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.

277

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.

279

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 los recursos 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

35000 ppm

Destilación CV MSF MED Ósmosis inversa

CV: MSF: MED:

Compresión de vapor Destilación súbita multietapa 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).

280

Procesos / Producciones agua - Pequeñas: hasta 1000 m³/día

· CV · OI

compresión de vapor ósmosis inversa

- Medianas:1000-5000 m³/día

· OI · CV

ósmosis inversa compresión de vapor

- Grandes:mayores de 5000 m³/día

· OI ósmosis inversa · MED y MSF , procesos Multiefecto y Multietapa 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

millones m3/día

20 15 10

Capacidad

5

1994

1991

1988

1985

1982

1979

1976

1973

1970

1967

1964

0

años

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 En nuestro país la desalación ha experimentado un progresivo aumento desde los setenta, con una fuerte aceleración desde mediados de los ochenta con el 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. Cirera y C.P. Shields Revista de ingeniería civil nº 110 abril, mayo, junio 1998).

450 400 350 300 250 200 150 100 50 0

96

94

92

90

88

86

84

82

80

78

76

OI M SF ME CV

74

72

miles m3./día

Capacidad desalación marina

Año construcción

Cirera&Shields1998

En cuanto a su utilización, la mayor parte de las aguas de mar desaladas se 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 económicamente rentable su aplicación al regadío en un mayor número de casos. Agua de mar Agua salobre

Uso urbano Uso agrícola Uso urbano y turístico Uso industrial Uso agrícola

TOTAL

90 hm³/año 5 hm³/año 29 hm³/año 40 hm³/año 58 hm³/año 222 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 Saudita 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 fundamentalmente en Canarias, cuencas del Segura y Sur e 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 procedente del mar superará a la de origen salobre continental.

Previsiones (Libro Blanco del Agua 1998) Volúmenes de desalación 120 100 80 Marina(actual) Salobre(actual) Marina(medio plazo) Salobre(medio plazo) Otros

Baleares

Sur

Segura

20 0

Canarias

hm3/año 60 40

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 desalación OI se han reducido por la disminución de: - El consumo energético, que ha descendido de 20 a 5 Kwh/m³ e, incluso, cifras inferiores. - Los costes de personal, por la automatización de las instalaciones. - El precio de las membranas y el aumento de su vida útil. Actualmente, los costes aproximados por metro cúbico de agua desalada se sitúan en torno a: - Explotación 95-100 pts/ m³. - Amortización 40 pts/ m³. Estos costes varían con el tamaño de la planta, reduciéndose notablemente para plantas de tamaño grande o mediano, tal como puede verse en el siguiente gráfico:

283

OPORTUNIDADES DE LA DESALACIÓN EN LA GESTIÓN DE LOS RECURSOS HÍDRICOS 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 cada una de las circunstancias (salinidad, temperatura…) 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 lo que 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, del medio ambiente y de los usos preexistentes. 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 conveniente su fomento con una regulación adecuada que facilite su desarrollo.

284

LA REGULACIÓN ACTUAL DE LA ACTIVIDAD DE LA DESALACIÓN 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 no podrá terminar 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 desestimado por Sentencia del Tribunal 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, formando 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 otorgamiento de una concesión para realizar la desalación de agua 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 desaladoras cuando sea preciso conseguir alguno de los siguientes objetivos: - Una mejor satisfacción de las demandas de agua - Incrementar las disponibilidades de este recurso. - Proteger su calidad. La forma de otorgar la concesión es mediante concurso público convocado por el Ministerio para la explotación o construcción y explotación de una desaladora. El Pliego de bases por el que se regirá el Concurso debe establecer los siguientes puntos: - Objeto del concurso. - Plazo máximo de la concesión. - Origen del agua a desalar. - Volumen máximo. - Calidad, composición y fines a los que se destinará el agua producible. - Evacuación de salmueras y otros residuos. - 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. Volúmenes superiores deben ser resueltos 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 utilización 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 hidráulicas construidas por éste, 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 servicio público de su competencia por alguno de los siguientes titulares: - Particulares. - Corporaciones locales. - Comunidades de usuarios. La autorización debe establecer: - Plazo de duración de la autorización. - 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 Hidráulico. Para ello el solicitante debe aportar la siguiente documentación: - Justificación de la necesidad de utilización de agua desalada. - 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 circunstancias especiales, a juicio del Ministerio de Medio Ambiente, podrán autorizarse volúmenes superiores por dicho Departamento. En los restantes casos la autorización será otorgada por el Organismo de cuenca. Lo dispuesto en el R.D. se entiende sin perjuicio de las concesiones y autorizaciones 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 producido sea inferior a 7.000 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 autorización de la actividad de desalación se tramitarán simultáneamente. Los vertidos que pudieran originarse requerirán la autorización de la Administración 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 autonómicos correspondientes.

LA ACTIVIDAD DE LA DESALACIÓN EN LA REFORMA DE LA LEY DE AGUAS 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 fomento de la desalación de agua de mar mediante una regulación que la facilite. Esta regulación se efectúa fundamentalmente, mediante un nuevo artículo 12 bis, del siguiente tenor: “Artículo 12 bis. 1. 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 y a los requisitos de calidad según los usos a los que se destine el agua. 2. 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 reguladas, así como las derivadas de los actos 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 solo expediente, en la forma que reglamentariamente se determine. 3. La desalación de aguas continentales se someterá al régimen previsto en esta 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 derivados de las necesarias autorizaciones administrativas correspondientes a: - 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 que se realicen actividades industriales reguladas 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 determine. Por lo que respecta a la desalación de aguas continentales su aprovechamiento queda sometido a lo previsto en la Ley de Aguas para la explotación 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 los efectos de los actos de disposición de afección de los recursos hidráulicos. Tal como se ha indicado, la operatividad del nuevo texto legal se encuentra pendiente del procedimiento de tramitación que deba establecerse con carácter reglamentario. A nuestro juicio varios son los aspectos que, con motivo de la revisión que se está efectuando del Reglamento de Dominio Público Hidráulico, deben precisarse en relación con: - La concrección del término incorporación al dominio público hidráulico. - La naturaleza de las aguas desaladas antes de su incorporación al dominio público hidráulico. - Los requisitos y garantías de la tramitación conjunta en un solo expediente. El concepto de incorporación al dominio público hidráulico La redacción del nuevo apartado e) del artículo 2 de la Ley de Aguas no es extraña 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 hidráulico: novedades. Seminario de Derecho del Agua. Zaragoza. Febrero 2000). 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 jurídicoadministrativo, sino de importantes consecuencias prácticas en función del alcance 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, contrariamente al efecto buscado por el nuevo marco legal. Las aguas marinas desaladas antes de su incorporación al dominio público hidráulico Puesto que las aguas de mar desaladas no constituyen bienes de dominio público hidráulico hasta su incorporación a alguno de los elementos que forman parte 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 marítimoterrestre estatal –en virtud de lo dispuesto en el artículo 132.2 de la Constitución- incluyendo expresamente en su apartado 2, al “mar territorial y las aguas interiores, con su lecho…” Por tanto las aguas de mar son inequívocamente bienes de dominio público 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 autorización expresa para ello, pero dentro del marco legal de protección 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 del dominio público hidráulico, pero siempre en el ámbito del dominio 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 utilización de las aguas desaladas fuera regulada por la Ley 22/1988 de Costas.

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 discurran 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 fomento de esta actividad pueden resultar muy diversas en un caso u otro. Su tramitación en un expediente único 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 actividad de la desalación simplificando en lo posible la intervención administrativa. Sin profundizar en tediosos detalles administrativos es necesario poner, al menos, de manifiesto que son varias las Administraciones potencialmente implicadas y diferentes las posibles combinaciones en la tramitación de las autorizaciones y concesiones: De todas estas actividades relacionadas con la desalación de Agua de mar, la primera de ellas se producirá siempre, así como la de vertido de salmueras, pudiendo o no existir las restantes. Nº 1 2 3 4 5

Actividad

Administración responsable

Ocupación de la zona maritimo-terrestre (z.m.t.) Vertidos a z.m.t. Vertidos al D.P.H. cuenca intercomunitaria

7

Vertidos al D.P.H. cuenca intracomunitaria Incoporación al D.P.H. cuenca intercomunitaria Incorporación al D.P.H. cuenca intracomunitaria Actividades industriales

8

Actos de intervención urbanística

6

Administración General del Estado. Costas Comunidad Autónoma Organismo de cuenca dependiente de A.G.E. Comunidad Autónoma Organismo de cuenca dependiente de la A.G.E. Comunidad Autónoma Comunidad Autónoma (en determinados casos la A.G.E. según legislación sectorial) Corporaciones Locales/Comunidad Autónoma

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 22/1988 de Costas, 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 normativa aplicable se reflejan esquemáticamente en los siguientes cuadros: Desalación agua de mar (I) Gnles. - Ocupación Z.M.T.

· Instalación desmontable:autorización otorgada por Administración del Estado (Costas).Artº.51 Ley 22/1988 de Costas

· Instalación no desmontable:concesión otorgada por Admón. Estado (Costas).Artº.64 Ley Costas

- Vertidos (II)

· ·

A Z.M.T. Autorización Comunidad Autónoma Al D.P.H. Autorización Organismo cuenca/C.A.

- Actividades industriales/actos intervención urbanística:según legislación sectorial Desalación agua de mar (II)Vdos. ‚ Vertidos dominio público marítimo/terrestre - Conforme a Ley 22/1988 de Costas (Artº56y ss.) - Autorización Comunidad Autónoma (Artº114) - Tramitación conjunta con ocupación z.m.t. según Artº 150 R.D.1471/1989 (Rgto.de Costas) ‚ Vertidos dominio público hidráulico - Cuencas intercomunitarias:Confs.Hidrográficas Artº.92y sgs. Ley 22/1985 Aguas (modificados) - Cuencas intracomunitarias:Comunidades Auts. - Tramitación conjunta ocupación z.m.t. pendiente adecuación R.D.849/1986a mod.LA(L46/1999)

Desalación agua de mar (III) Incorporación al D.P.H. ‚ Tramitación conjunta con ocupación z.m.t. pendiente adecuación RD849/1986 a modificación Ley de Aguas ‚ Borrador del Artº 15 bis Rgto. D.P.H. - Procedimiento conjunto del RD1471/1989 del Reglamento de Costas, incorporando: · Localización de la incorporación o vertido · Proyecto obras-instalaciones/disponibilidad terrenos · Destino,volumen y calidad aguas desaladas · Estudio hidrogeológico afección aguas continentales - Resolución otorgando conjuntamente todas autorizaciones y concesiones

291

DESALACIÓN DE AGUAS CONTINENTALES La desalación de aguas salinas o salobres de origen continental supone la utilización de aguas superficiales o subterráneas renovables pertenecientes 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 que discurran por ésta, así como las procedentes 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 otorgamiento queda sometido 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 determinaciones de los Planes Hidrológicos de cuenca para cada acuífero o unidad hidrogeológica, sin que deba afectar a los aprovechamientos preexistentes.

LA NECESIDAD DE ESTUDIOS HIDROGEOLÓGICOS La desalación de aguas subterráneas salobres o salinas puede resultar económicamente interesante por el menor coste que significa un contenido en sales 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 estudio hidrogeológico que considere, al menos, los siguientes aspectos: - Conexiones hidrogeológicas con otros acuíferos y, en su caso, los efectos sobre éstos. - Influencia sobre la calidad del agua del acuífero. - Influencia sobe la intrusión salina, en acuíferos costeros. - 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 el proceso para la obtención de la oportuna concesión y, en su caso, autorización de vertido, salvo para extracciones anuales 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 determinadas 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 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.

1 Zona terrestre 2 Dominio Público Hidráulico 3 Dominio Público M.T. 4 Dominio Público M.T.

Aguas continentales Aguas continentales Cuña salada marina Aguas marinas

freático 2

1 AGUA DULCE

AGUA MARINA 4

interfase 3 Cuña salada

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 otorgamiento 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 hidráulico por lo que, en el caso 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 marítimoterrestre ante el órgano correspondiente de la Administración General del

293

Estado (Costas), y del informe previo de la Administración Hidráulica sobre dicho estudio con objeto de introducir el condicionado correspondiente y excluir la posibilidad de aprovechamiento de aguas subterráneas, en cuyo caso sería pertinente la tramitación de la oportuna concesión para el uso privativo del dominio público hidráulico afectado.

CONCLUSIONES De forma resumida, pueden establecerse las siguientes conclusiones: Sobre la desalación de agua de mar: supone la aportación de volúmenes adicionales de agua a los recursos convencionales existentes. Por tanto: - Es una actividad que debe fomentarse mediante una regulación adecuada. - Es una alternativa técnica y económica a considerar en la mayoría de los casos. - El desarrollo reglamentario de la Modificación de la Ley de Aguas debería precisar: ‚ 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 público hidráulico. ‚ La tramitación administrativa en un único expediente de las diferentes autorizaciones y concesiones. ‚ La necesidad de un estudio hidrogeológico y del informe preceptivo de la Administración hidráulica cuando la captación de agua de mar se realice a través de zanjas o pozos. Sobre la desalación de aguas salobres o salinas continentales: supone una forma de aprovechamiento de bienes de dominio público hidráulico. Por tanto: - Requiere el otorgamiento de una concesión, salvo para extracciones anuales de agua inferiores a 7.000 m³. - Resultaría necesario un estudio hidrogeológico que evaluara su influencia sobre: ‚ Las interconexiones con otros acuíferos. ‚ La calidad de las aguas subterráneas. ‚ El efecto de los vertidos, en su caso. ‚ La intrusión salina, cuando se trata de acuíferos costeros. ‚ Los usos preexistentes. ‚ El régimen de descargas del acuífero. ‚ El medio ambiente en general. BIBLIOGRAFÍA 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

297

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 distintas Administraciones 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: ...la proyección 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.

298

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

299

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 DE AGUAS 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 las plantas 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 desalación y 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 las plantas 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.

307

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”.

319

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 NACIONAL Y LA DESALACIÓN EN ANDALUCÍA Joan Corominas Masip Secretario General de Aguas, Junta de Andalucía

EL PLAN HIDROLOGICO NACIONAL Y LA DESALACION EN ANDALUCIA

309

ANALISIS LEXICOGRAFICO DEL PLAN HIDROLOGICO NACIONAL 2000-2008

Nº VECES QUE APARECEN LAS PALABRAS 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

1336

1672

39

24

DOCUMENTO

TOTAL

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 uso del 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, recomendando la extracción de volúmenes de socorro de los acuíferos

De manera singular debe proponer: 1. Garantizar el abastecimiento de la población en 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 en Andalucía. 4. Definir los instrumentos de gestión y la potenciación de la Administración del agua

312

AGUA NECESARIA PARA GENERAR UN EMPLEO EN LOS REGADIOS DE ALMERIA

M3 / UTA 3000 - 10000 10000 - 30000 30000 - 75000 75000 - 175000 175000 - 350000 Provincias 40

0

40 kilómetros

B ALAN C E AC TU AL D E LA C U E N C A D E L S U R

AM BIT O

REC URSO S DISPO N IBLES (HM 3/AÑO )

D EFIC IT ACT UAL (HM 3/AÑO )

DEFICIT / R ECUR SO S DISPO N IBLES (%)

M ALAG A-C O ST A DEL SO LCAM PO DE G IBRALT AR

629

-84,3

-13,4

CO ST A DE G RANADA

163

-21,4

-13,1

ALM ERIA (incluye parte v e rtie nte de l Se gura e n Alme ría)

227

-318,9

-140,5

TOTAL

1019

-424,6

-41,7

313

D EFIC IT D E LA C U E N C A SU R D ES PU ÉS D E EJEC U TAR LAS AC TU AC ION ES D EL PH N

AM BIT O

(HM 3/AÑO )

(% SO BRE RECURSO S DISPO NIBLES)

M ALAG A - CO ST A DEL SO L CAM PO DE G IBRALT AR

-164

-22,2

CO ST A DE G RANADA

-18

-7,9

ALM ERIA (INCLUSO VERT IENT E CUENCA SEG URA)

-76

-17,1

TOTAL C U E N C A SU R + V ER TIEN TE ALMER IA D E L SE GU R A

-257

-18,3

IN D IC AD OR E S C OMP AR ATIV OS D E L TR AS V AS E D E L E B R O A ALME R IA Y D E D ES ALAD OR AS

INDICADOR

TRAS V AS E DEL EBRO

DES ALACION

INV ERS ION (P TAS /M 3. DE CAP ACIDAD)

700

300

CONS UM O ENERGETICO (KW H/M 3.)

COS TE DE UTILIZACION DEL AGUA (P TAS /M 3.)

M EDIO

1,7

M ARGINAL A ALM ERIA

2,4

M EDIO

52

M ARGINAL A ALM ERIA

82

3,5 - 4

65-90

P LAZO DE ENTRADA EN S ERV ICIO

10-15

2-3

M ODULACION DE LA CAP ACIDAD Y DE LA ENTRADA EN S ERV ICIO

M UY BAJA

ALTA

CALIDAD DEL AGUA

REGULAR

ALTA

GARANTIA DE S UM INIS TRO

M EDIA

ALTA

314

P R OP U E STA D E LA JU N TA D E AN D ALU C IA A IN C LU IR E N EL P H N

AM BITO

M ALAGA - COS TA DEL SOL

ACTUACIÓN

HM 3/AÑO

De sa la ción.

80

Re utiliza ción de la s a gua s re sidua le s de M á la ga e n los re ga díos de l Gua da lhorce .

45

Re utiliza ción de a gua s re sidua le s de la Costa de l S ol.

40

TOTAL NUEV OS RECURS OS M ALAGA-COS TA DEL S OL

165

PR OPU E STA D E LA JU N TA D E AN D ALU C IA A IN C LU IR EN EL PH N

R EC U R SOS N O C ON VEN C ION ALES ACT U ACIÓ N

AM BIT O NUEVO S RECURSO S

ADELANT O DE ACT UACIO NES PARA PALIAR EL DEFIC IT AC T UAL

ALMER IA

HM 3/AÑO

De salación de stinada al Ponie nte de Alme ría, con carácte r inme diato.

75

Ade lanto de la construcción de la 2ª fase de la de saladora de Carbone ras.

42

M e didas-pue nte , inme diatas, al T rasv ase de l Ebro a Alme ría - 125 Hm3: Ambito de la cue nca de l Se gura

30

Bajo Almanzora

40

Ponie nte

55

TOTAL N U EVOS R EC U R SOS ALMER IA

75

TOTAL AD ELAN TO D E AC TU AC ION ES EN ALMER IA

167

TOTAL D ES ALAC ION EN ALMER IA

242

315

El Consejo Andaluz del Agua ha 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 SOBRE ACUIFEROS 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 los acuíferos 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 agrícolaintensiva 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 [email protected]

Cabrera Santana, María del Carmen Dpto. Física Campus Universitario de Tafira 35017 - Las Palmas de Gran Canaria [email protected]

Alonso Blanco, José Miguel Afloraguas, O.T. Carrera de los Picos, 6 - 2º 5 04004 - Almería [email protected]

Calaforra Chordi, José Mª Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04120 - Almería [email protected]

Asensio Navarro, Mª Francisca Delegación Consejería Medio Ambiente Centro Residencial Oliveros Bloque Singular 2ª pl. 04004 - Almería

Callejón Baena, José Luis Universidad de Almería Dpto. Ingeniería Rural 04120 - Almería [email protected]

Barón Periz, Alfredo Dirección General Recursos Hídricos Gran Vía Asima, 4 1R Polígono de Son Castello 07009 - Palma de Mallorca [email protected]

Campoy Marti, Conxita Ayuntamiento de Malgrat de Mar 08380 - Malgrat de Mar [email protected]

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

Cánovas Cuenca, Juan Confederación Hidrográfica del Segura Plaza de Fontes, 1 30001 - Murcia [email protected] del Castillo, Eduardo SOGESUR S.A. González Garbín, 32 04001 - Almería

Bravo Mancheño, Guillermo CODESA - Apdo. 11055 41080 - Sevilla [email protected]

Castro Nogueira, Hermelindo Universidad de Almería Dpto. de Biología Vegetal y Ecología 04120 - Almería [email protected]

Cabrera Méndez, Emilio Canal de Isabel II Santa Engracia, 125 28003 - Madrid

Cayuela, Emilio ICCSA José 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 Paleontología Edif. Marie Curie - Avda. Fuerzas Armadas 21071 - Huelva [email protected] 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, Felipe Facultad Ciencias Marinas - Ap. 453 Ensenada, Baja California 22890 - México [email protected] Cristobal de la Iglesia, José Antonio PERFIBESA Angel Barajas, 4 bajo B 28224 - Pozuelo de Alarcón [email protected]

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 [email protected] Fernández del Río, Gabriel DGOH (MMA) Plaza San Juan de la Cruz s/n 28071 - Madrid Fernández-Rubio, Rafael ETSI Minas Ríos Rosas, 21 28003 – Madrid frasaingenieros@terra-es Figueras Bartrolí, Marta Técnicas 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 [email protected]

Delgado Moya, Sebastián Pozos Reúnidos c/ Goya s/n 30007 - Murcia [email protected]

García Castillo, Amaya Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04120 - Almería

Díaz, Lorenzo LyngAgua S.L. Anfi Tauro-Barranco del Lechugal s/n 35138 - Valle de Tauro - Mogán [email protected]

García de Chiclana, José Luis ABENSUR Avda. de la Buhaira, 2 41018 - Sevilla [email protected]

334

García García, Juan Pedro Diputación Provincial de Almería Navarro Rodrigo, 17 04071 - Almería [email protected]

González Ramón, Antonio Instituto Geológico y Minero de España Neptuno, 1 - 5º 18004 - Granada [email protected]

García López, Juan Ángel Afloraguas Carrera de los Picos, 6 - 2º-5 04004 – Almería [email protected]

González Sáez, Clemente Jesús Diputación Almería Hermanos Machado, 27 04071 - Almería [email protected]

Garriga Nualart, José Ayuntamiento de Malgrat de Mar Carme, 30 08380 - Malgrat de Mar [email protected]

Hernández Bravo, Juan Antonio Diputación Provincial de Alicante Dpto. Ciclo Hídrico Avda. Orihuela. 128 03006 - Alicante [email protected]

Getino Pérez, Laureano PERFIBESA Angel Barajas, 4 bajo B 28224 - Pozuelo de Alarcón [email protected] Gisbert Gallego, Juan Mª Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04120 - Almería [email protected] Gómez Morte, Joaquín CONTUTEN, S.L. c/ Mendizabal, 37 - 3º A 35001 - Las Palmas de Gran Canaria [email protected] González Hernando, Lucía DGOH (MMA) Subdir. y Gestión del Dominio Público Plaza San Juan de la Cruz 28071 - Madrid González Martínez, Arsenio Escuela Politécnica Superior Universidad de Huelva 21819 - Palos de la Frontera [email protected]

Hernández Turro, Ramón Cooperativa Agrícola 08380 - Malgrat de Mar [email protected] Jiménez Ortega, Manuel AFORMHIDRO General Moscardo, 15 30830 - Albujón (Murcia) Giménez Forcada, Elena Universidad Católica de Ávila c/ Canteros s/n 05005 - Ávila [email protected] Jiménez Salas, José Ramón Diputación de Castellón Plaza Aulas, 1 12001 - Castellón [email protected] Juanes Prieto, Zoraida Dirección General Aguas Edif. Usos Múltiples I Pl. 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 [email protected]

Marín Marín, Alberto Delegación Consejería Obras Públicas Edificios Múltiples Calle Hermanos Machado, 4 04071 - Almería

López Navarro, Antonio Diputación Provincial de Almería Hermanos Machado, 27 04071 - Almería

Martínez Rubio, Juan TRAGSATEC Conde de Peñalver. 84 28006 - Madrid [email protected]

López-Camacho, Bernardo Canal de Isabel II Santa Engracia, 125 28003 - Madrid [email protected] Lozano Nebot, Alonso Comunidad Regantes Vall d'Uxo Avda. Jaime I, 36 12600 - Vall d'Uxo Himi, Mahjoub Dpto. Geoquímica, Petrología y Prospección Geofísica Facultad de Geología Universidad de Barcelona 08071 - Barcelona [email protected] Maldonado Zamora, Alfonso E.T.S. Ingenieros de Minas Ríos Rosas, 21 28003 - Madrid [email protected] 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

Melgar Rojo, Juan Yago Avda. Felipe II, 144-4º A 41013 - Sevilla [email protected] Méndez Raja, José Perforaciones Méndez S.L. Plaza del Convento, 9 4º 30870 - Mazarrón [email protected] 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) [email protected] Molina Sánchez, Luis Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04120 - Almería [email protected] Mora Alonso-Muñoyerro, Justo Dirección General de Obras Hidráulicas y Calidad de las Aguas Ministerio de Medio Ambiente 28071 - Madrid [email protected]

336

Moragues Zaforteza, Luis TIRME Ctra. Soller. Km 8.2 07120 - Palma Mallorca [email protected]

Pérez García, Manuel Universidad de Almería Dpto. Física Aplicada 04120 - Almería [email protected]

Morell Evangelista, Ignacio Universitat Jaume I Dpto. Ciencias Experimentales 12071 - Castellón [email protected]

Pérez Lao, Antonio Cajamar Plaza Barcelona, 5 04006 - Almería

Moreno Lampreave, Diego C/ Araña - Apart. Las Dunas, 2 04150 – Cabo de Gata [email protected] Navarrete López-Cózar, Fernando Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04071 - Almería [email protected] Navarro Navarro, César Costa Verde, 41 04009 - Almería Palacios, José Luis DEGRÉMONT Camino Ibarrecolanda, 6 48015 - Bilbao Pascual Soler, Alejandro ICCSA José Morales Abad, s/n - Edif. Jarquil 04007 - Almería Pazos Carrión, Carmen Universidad Pontificia Comillas A. Aguilera, 23 28015 - Madrid [email protected] Peirats Orenga, Vicente Comunidad Regantes Vall d'Uxo Avda. Jaime I, 3 12600 - Vall d'Uxo

Pérez Parra, Jerónimo Estación Experimental Las Palmerillas Apartado 250 04080 - Almería [email protected] Piñero Contreras, Fco. Javier c/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 [email protected] Pulido Leboeuf, Pablo Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04120 - Almería [email protected] Quiles Fabrega, Bernabé Diputación Provincial de Almería Hermanos Machado, 27 04071 - Almería Ramírez Rodríguez, José Diputación Provincial de Almería Hermanos Machado, 27 04071 - Almería [email protected]

337

Ramos González, Gerardo Instituto Geológico y Minero de España Ríos Rosas, 23 28003 - Madrid [email protected]

Ruíz López, Guillermo PRIDESA José Luis Goyoaga, 36-2ª (apartado 77) 48950 - Erandio (Vizcaya) [email protected]

Ridao Domínguez, Mª del Mar Pani Consult Res. Cort. Grande, II Retamar s/n - 4 2ºC 04007 - Almería UDO.LAMPE@arrakis,es

Sánchez Martos, Francisco Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04120 - Almería [email protected]

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 [email protected] Rodríguez Náñez, José Antonio PERFIBESA Angel Barajas, 4 bajo B 28224 - Pozuelo de Alarcón [email protected] Romero Pavía, Pedro FACSA c/ Mayor, 82-84 12001 – Castellón [email protected] Romero Puig, Francisco Delegación Consejería Obras Públicas Edificios Múltiples Calle Hermanos Machado, 4 04071 - Almería Rubio Campos, Juan Carlos Instituto Geológico y Minero de España Neptuno, 1- 5º 18004 - Granada [email protected]

Sánchez-Rubio Ruíz, Belén FACSA C/ Mayor, 82 12001 - Castellón Sandoval, Antonio Aguas de la Cuenca del Guadalquivir S.A. Virgen de Aguas Santas, 2 - 4ª pl. 41011 - Sevilla [email protected] Senent Alonso, Melchor Universidad de Murcia - Facultad de Biología Dpto. Ecología e Hidrología 30100 - Murcia [email protected] Tomás Céspedes, Ramón Ayuntamiento de Vila-Real 12540 - Vila-Real Tuñón Colom, Juan Universitat Jaume I Dpto. Ciencias Experimentales 12071 - Castellón Vallejos Izquierdo, Ángela Universidad de Almería Dpto. Hidrogeología y Química Analítica 04120 - Almería [email protected] Vela Ríos, Magdalena Amelia Delegación Consejería de Medio Ambiente Centro Residencial Oliveros 04004 – 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 [email protected] Yaglian Esteiner, Eduardo E.U.P. - Dpto. Tecnología Electrónica c/ Virgen de África, 7 41011 - Sevilla [email protected] Yebra Garzón, Florindo ICCSA José Morales Abad, s/n – Edif. Jarquil 04007 - Almería [email protected]

Zamora Frías, José Luis A.I.T.S.L. Lentisco, edif. Celulosa II, 2º - 10 04007 - Almería [email protected] Zapata Sierra, Antonio Universidad de Almería Dpto. de Ingeniería Rural 04120 - Almería [email protected] Zaragoza del Águila, Guillermo Estación Experimental Las Palmerillas Apartado 250 04080 - Almería [email protected] Zarza Moya, Eduardo CIEMAT - Plataforma Solar de Almería Ctra. de Senes s/n 04200 - Tabernas

339

COMITÉ DE HONOR EXCMO. SR. D. MANUEL CHAVES GONZÁLEZ Presidente de la Junta de Andalucía

EXCMO. SR. D. SANTIAGO MARTÍNEZ CABREJAS Alcalde-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 ALÉS Presidente de la Confederación Hidrográfica del Sur

PROF. DR. ANTONIO PULIDO BOSCH Presidente del Club del Agua Subterránea

COMITÉ EJECUTIVO Presidente de Honor RAFAEL FERNÁNDEZ-RUBIO Presidente Ejecutivo ANTONIO PULIDO BOSCH Vicepresidentes BERNARDO LÓPEZ-CAMACHO JUAN ANTONIO LÓPEZ GETA FERNANDO LÓPEZ VERA Secretaria ÁNGELA VALLEJOS IZQUIERDO Tesorero JOSÉ MARÍA CALAFORRA CHORDI Vocales IRENE DE BUSTAMANTE GUTIÉRREZ ARSENIO GONZÁLEZ MARTÍNEZ IGNACIO MORELL EVANGELISTA FERNANDO NAVARRETE LÓPEZ-CÓZAR FERNANDO OCTAVIO DE TOLEDO

COMITÉ LOCAL Presidente FERNANDO NAVARRETE LÓPEZ-CÓZAR Vocales JOSÉ MARÍA CALAFORRA CHORDI ÁNGELA VALLEJOS IZQUIERDO LUIS MOLINA SÁNCHEZ FRANCISCO SÁNCHEZ MARTOS JUAN GISBERT GALLEGO PABLO PULIDO LEBOEUF ÁNGEL FERNÁNDEZ CORTÉS FRANCISCO ALCALÁ GARCÍA AMAYA GARCÍA CASTILLO Secretaria administrativa PAULE LEBOEUF GABORIEAU

ORGANISMOS Y EMPRESAS PATROCINADORAS INSTITUTO GEOLÓGICO Y MINERO DE ESPAÑA UNIVERSIDAD DE ALMERÍA CONSEJERÍA DE OBRAS PÚBLICAS Y TRANSPORTES DE LA JUNTA DE ANDALUCÍA CONSEJERÍA DE MEDIO AMBIENTE DE LA JUNTA DE ANDALUCÍA PERFIBESA DIRECCIÓN 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 ESPAÑA EXCMA. DIPUTACIÓN DE ALMERÍA TURISMO ANDALUZ PRIDESA-ABENGOA, UTE AFORMHIDRO FACSA

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.