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MASTER EN INGENIERÍA Y GESTIÓN MEDIOAMBIENTAL

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Módulo: Contaminación de los Suelos y Aguas Subterráneas

CONTAMINACIÓN DEL SUELO

AUTOR: GABRIEL CONDE

©: Quedan reservados todos los derechos. (Ley de Propiedad Intelectual del 17 de noviembre de 1987 y Reales Decretos). Documentación elaborada por el autor/a para EOI. Prohibida la reproducción total o parcial sin autorización escrita de EOI.

Master en Ingeniería y Gestión Medioambiental Módulo: Contaminación de los Suelos y Aguas Subterráneas

Materia: Contaminación del Suelo


Página 2 de 101Autor/a: Gabriel Conde

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Sumario

INTRODUCCIÓN AL PROBLEMA 4 Introducción................................................................................................................... 5 Definición de espacio contaminado ............................................................................... 5 Modos de formación de espacios contaminados............................................................ 6 Tipos de espacios contaminados.................................................................................... 6 Comportamiento de los contaminantes vertidos en el suelo .......................................... 8

Mecanismos de transporte........................................................................................... 8 Atenuación natural de la contaminación..................................................................... 9

Consecuencias de la contaminación del suelo ............................................................. 10 Actuación sobre el problema de los suelos contaminados.......................................... 11

Actuación primaria o preventiva............................................................................... 12 Actuación secundaria o correctiva ............................................................................ 12 Actuación terciaria o de alerta .................................................................................. 14

Panorámica de la situación .......................................................................................... 14 Nivel mundial............................................................................................................ 14 España....................................................................................................................... 16

Disciplinas profesionales que intervienen en las actuaciones sobre los espacios contaminados ............................................................................................................... 17

APÉNDICE I. Actividades económicas con riesgo de contaminar el suelo y el agua 18 APÉNDICE II. Principales contaminantes potenciales para las distintas actividades 26 APÉNDICE III. Criterios holandeses para evaluar la contaminación del suelo y las aguas subterráneas 29 APÉNDICE IV. Plan nacional de recuperación de suelos contaminados 42 APÉNDICE V Título v de la ley 1071998 de residuos 51

EVALUACIÓN DE RIESGOS 54 Introducción................................................................................................................. 55 Definición .................................................................................................................... 56 Descripción de la metodología .................................................................................... 57 Evaluación cualitativa.................................................................................................. 57

Evaluación de la fuente ............................................................................................. 58 Evaluación de los mecanismos de transporte y las formas de exposición ................ 60 Evaluación de los receptores..................................................................................... 61 Formulación de escenarios de exposición y evaluación de las implicaciones .......... 62

Evaluación cuantitativa................................................................................................ 63 Evaluación de la fuente ............................................................................................. 64 Estimación de las tasas de liberación, transporte y dilución de contaminantes ........ 64 Estimación de las tasas de exposición y captura....................................................... 65 Evaluación toxicológica............................................................................................ 66 Cuantificación del riesgo .......................................................................................... 67





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ESTUDIO DE SOLUCIONES 68 Introducción................................................................................................................. 69 Definición de los objetivos de la actuación ................................................................. 69 Identificación de las acciones correctoras aplicables................................................... 70 Revisión y selección inicial de tecnologías ................................................................. 70

Características del emplazamiento............................................................................ 73 Limitaciones de las tecnologías ................................................................................ 73 Tipos y características de los residuos y contaminantes presentes ........................... 73

Planteamiento de alternativas de actuación ................................................................. 74 Análisis detallado de las alternativas ........................................................................... 75

Consideraciones técnicas .......................................................................................... 75 Consideraciones institucionales ................................................................................ 77 Consideraciones sobre salud publica ........................................................................ 77 Consideraciones ambientales .................................................................................... 77 Costes........................................................................................................................ 77

Selección de la alternativa idónea................................................................................ 78 Bases de datos de tecnologías de recuperación............................................................ 78

ANEXO I. costes 79

EXCAVACIÓN, RETIRADA Y TRATAMIENTO7ELIMINACIÓN EX SITU DE SUELOS CONTAMINADOS 84

Introducción................................................................................................................. 85 Excavación y retirada................................................................................................... 85

Descripción y aplicabilidad....................................................................................... 85 Equipos utilizados..................................................................................................... 86 Implantación operacional.......................................................................................... 86 Controles ambientales, procedimientos y medidas de seguridad.............................. 87

Tratamiento/eliminación ex situ .................................................................................. 88 Tratamiento térmico.................................................................................................. 89 Tratamiento fisico-quimico....................................................................................... 91 Tratamiento biológico............................................................................................... 99





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INTRODUCCIÓN AL PROBLEMA





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Introducción Hasta la aparición de una legislación respecto a los residuos industriales tóxicos y

peligrosos y consecuentemente de instalaciones de tratamiento y eliminación adecuadas, una gran parte de dichos residuos han sido vertidos incontroladamente en el suelo o las aguas, generando situaciones graves de contaminación.

Dejando aparte los residuos que han "desaparecido" en las aguas, los que se han integrado en el suelo representan en muchos casos un volumen veinte o treinta veces su-perior a la generación anual actual, con el agravante de que la mezcla y la difusión en el terreno han multiplicado el alcance final de la contaminación.

No se pueden olvidar dentro de este contexto las zonas contaminadas por acci-dentes en el transporte, el almacenamiento, la manipulación o la fabricación de productos químicos. Este es el caso de muchas áreas industriales.

La contaminación del suelo y las aguas subterráneas por substancias tóxicas o pe-ligrosas, incluso en pequeñas cantidades, puede provocar problemas ambientales y de salud.

Por todo ello, los denominados espacios contaminados constituyen el problema más urgente e importante todavía sin resolver en materia ambiental.

El objetivo del presente módulo es presentar una información básica sobre las ac-tividades que incluyen los programas de actuación frente a la problemática de los espa-cios contaminados y las medidas y tecnologías aplicables para su saneamiento. Al mismo tiempo, se pretende destacar las oportunidades que se presentarán para la actividad profe-sional y empresarial, cuando se movilicen en España los medios necesarios para actuar con eficacia sobre este nuevo reto ambiental, que los países más desarrollados han empe-zado a afrontar.

Definición de espacio contaminado Se denomina espacio contaminado a una porción de suelo y a veces agua subte-

rránea, cuya calidad ha sido alterada como consecuencia del vertido puntual, directo o indirecto, de residuos o productos tóxicos o peligrosos. El resultado del vertido es la pre-sencia de alguna sustancia en unas concentraciones tales que confieren al suelo o al agua subterránea propiedades nocivas, insalubres, molestas o peligrosas para algún fin.

Es necesario resaltar que no se incluye en este concepto la contaminación difusa, cuya densidad de deposición es relativamente pequeña y generalmente sobre un gran extensión, de forma que sus orígenes y formas de gestión son muy distintos a los de la contaminación puntual. Un ejemplo de contaminación difusa es la originada por el uso de fertilizantes o plaguicidas en dosis excesivas.

Tampoco se incluyen casos en que el propio terreno posee compuestos tóxicos de origen natural.





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Modos de formación de espacios contaminados En general los diferentes modos de formación de espacios contaminados son los

siguientes: • Vertido directo en superficie:

– Derrames en operaciones de transporte sobre vehículos Accidentes de circulación Descuido o negligencia durante la carga o descarga

– Fugas de las conducciones superficiales – Vertido voluntario de RTP sobre el terreno, como forma de eliminación

En terrenos industriales En taludes En márgenes de carreteras En barrancos En márgenes de ríos En escolleras En graveras y canteras abandonadas

– Derrames sistemáticos en instalaciones industriales – Fugas originadas por accidentes industriales

• Vertido subterráneo: – Fugas de tanques enterrados – Fugas de tuberías enterradas – Inyección de RTP en el terreno – Fugas del alcantarillado industrial

• Vertido inadecuado o mala gestión en vertederos de residuos: – Vertido de RTP en vertederos de RI o RSU – Control deficiente en un depósito de seguridad de RTP

• Contaminación indirecta: – Fondos de ríos contaminados – Fondos de los puertos – Infiltración de aguas superficiales muy contaminadas por vertidos indus-

triales

Tipos de espacios contaminados En general, se presentan los siguientes tipos de espacios contaminados: • Emplazamientos en los que se ha producido el vertido incontrolado de RTP. • Emplazamientos destinados, en principio, al vertido de otro tipo de residuos

(RSU, inertes), en los que también se han depositado RTP, si bien en propor-ción minoritaria.

• Emplazamientos de determinadas actividades industriales en los que, por las actividades que desarrollan y sustancias que manipulan, se ha producido la contaminación del suelo. En este tipo de emplazamientos quedarían incluidas tanto las actividades industriales actualmente en funcionamiento, como aqué-llas que fueron abandonadas.





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• Emplazamientos de otros tipos de instalaciones en las que se producen derra-mes o fugas de substancias tóxicas, como son las antiguas fábricas de gas, ins-talaciones de almacenamiento de combustibles, gasolineras, terrenos de des-guace de automóviles, etc.

Hay espacios contaminados que actualmente son terrenos abandonados y otros que están en uso, pero los más importantes en tamaño suelen ser vertederos incontrolados de residuos, originados antes de la aparición de la legislación de residuos tóxicos y peli-grosos.

En la Tabla 1 se indican los contaminantes, que aparecen con mayor frecuencia en los espacios contaminados, clasificados según sus propiedades más importantes: movi-lidad y toxicidad.

TABLA 1. PRINCIPALES CONTAMINANTES POTENCIALES

CONTAMINANTE TOXICIDAD MOVILIDAD

1. Derivados del petróleo (hidrocarburos alifáticos, gasolinas) 3 1

2. Hidrocarburos aromáticos (benzeno, tolueno, etc) 2 1

3. Hidrocarburos policíclicos (PCH) 1 3

4. Otros hidrocarburos no halogenados (ftalatos, estirenos, etc)

3 3

5. PCH halogenados, PCB, hidrocarburos clorados cíclicos 1 3

6. Hidrocarburos alifáticos clorados volátiles 2 1

7. Plaguicidas (compuestos organoclorados, no clorados) 1 2

8. EOCl, otros hidrocarburos halogenados 2 2

9. Compuestos organometálicos (Sn, Hg, Si) 1 2

10. Hg, Cd 2 3

11. Pb, As, Sb, Sn, Be, U, Th, Te, Ag 3 3

12. Zn, Cu, Ni, Cr, Se, Mo, B, V, Ca, Ba, Ti 3 3

13. Fluoruros 4 2

14. Cianuros (libres/en complejos) 2 2

15. Amonio, nitritos, nitratos, compuestos nitrogenados 4 1

16. Compuestos organofosforados (excluidos los plaguicidas) 1 2

17. Fósforo inorgánico (total) 4 2

18. Sulfuros (total) 4 3

19. Sulfatos 4 1

20. Acidos, bases, sales inorgánicas 4 2

Valor máximo: 1





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Por otra parte, en el Apéndice I se presenta una tabla con las actividades indus-triales con potencial de originar espacios contaminados. Así mismo, en el Apéndice II se muestran los principales contaminantes potenciales para las distintas actividades.

Comportamiento de los contaminantes vertidos en el suelo

La conducta de los contaminantes vertidos en el suelo (dispersión entre los distin-tos medios: suelo, agua y aire), su permanencia y su posible transporte dependen de las propiedades físicas y químicas de los mismos y de las características del medio.

Mecanismos de transporte

En la Figura 1 se muestran esquemáticamente las diversas rutas de movilización de los contaminantes presentes en un suelo contaminado.

FIGURA 1. RUTAS DE MOVILIZACIÓN DE CONTAMINANTES

Los mecanismos de transporte se basan en la interacción entre los tres medios: aire, agua y suelo. La contaminación de uno de los medios suele resultar en la contaminación subse-cuente de uno o dos de los otros. Por ejemplo, las aguas subterráneas pueden surgir como aguas superficiales en forma de manantiales o descargarse por infiltración en ríos o lagos. También los contaminantes transportados por el viento pueden depositarse en las aguas superficiales y luego ser transportados ulteriormente. Igualmente, los contaminantes volátiles pueden desprenderse de las aguas subterráneas y difundirse a través del suelo, alcanzando frecuentemente la superficie (incluso entrando en el sótano de una casa).

Los contaminantes pueden alcanzar las aguas subterráneas en forma disuelta, por infiltración directa de aguas superficiales y disolución/lixiviación, o bien como un líquido independiente, si se encuentran en este estado. Cuando alcanzan el agua subterránea los





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contaminantes que puedan disolverse en ella se moverán con ella. Si hay una fuente con-tinua de contaminación entrando en una masa de agua subterránea que se mueve, se pue-de formar un volumen de agua contaminada que se denomina “pluma”. Una combinación de una masa de agua subterránea en movimiento y de una fuente continua de contamina-ción puede, por tanto, contaminar grandes volúmenes de agua subterránea. Algunas plu-mas de espacios contaminados tienen varios kilómetros de largo.

Algunas sustancias peligrosas se disuelven muy lentamente en el agua, como es el caso de muchos compuestos orgánicos. Cuando estas sustancias se infiltran en el suelo hasta las aguas subterráneas, más rápido de lo que pueden disolverse, una parte permane-cerá en forma líquida. Si el líquido es menos denso que el agua, flotará sobre la superficie del nivel freático, como el aceite en el agua. Si el líquido es más denso que el agua, se infiltrará acumulándose en el fondo del acuífero. Esta acumulación continuará contami-nando el acuífero, según se va disolviendo lentamente y va siendo transportado por las aguas subterráneas en movimiento. Según el líquido fluye hacia abajo a través del acuífe-ro, pequeñas gotas del mismo pueden quedar atrapadas en los espacios entre las partículas de suelo.

Las aguas superficiales pueden constituir un mecanismo de transporte rápido y di-recto para las substancias químicas en disolución o en suspensión (partículas). En contras-te con las aguas subterráneas, las aguas superficiales pueden remover la tierra y movilizar contaminantes. También los lixiviados de un vertedero pueden alcanzar por escorrentía las aguas superficiales. Una vez que han sido arrastrados por las aguas superficiales, los contaminantes pueden depositarse sobre otros suelos o permanecer en el agua, yendo a parar a ríos o lagos.

Los contaminantes pueden ser transportados a través del aire si están expuestos a y son afectados por corrientes de aire. Este transporte se puede producir en fase de vapor, si la presión de vapor de los contaminantes favorece su volatilización, en forma de polvo, si se trata de contaminantes sólidos pulverulentos, o adherido a partículas de suelo, si los contaminantes son líquidos. La maquinaria pesada, los automóviles e incluso el tráfico a pie en una zona de residuos o suelos contaminados expuestos pueden levantar polvo.

Atenuación natural de la contaminación

No se debe olvidar que el destino de los contaminantes no se basa solo en un me-ro movimiento de materiales, sino que se ve influenciado por numerosos procesos físicos, químicos y biológicos: volatilización, sorción, fotólisis, hidrólisis, oxidación, reducción, biodegradación y bioacumulación.

Algunos de estos procesos contribuyen a la atenuación natural de la contamina-ción. Pueden reducir la masa de los contaminantes (por medio de procesos destructivos tales como biodegradación y transformaciones químicas), reducir su concentración (me-diante dilución o dispersión) o unirlos a partículas de tierra (adsorción), de forma que la contaminación no se propague o no se extienda demasiado. Estos procesos generalmente se producen en los espacios contaminados, pero con diferencias en cuanto a la celeridad y a la eficacia, según el tipo de contaminante y las características físicas, químicas y bioló-gicas del suelo y del agua subterránea.

La biodegradación es un proceso en el cual los microorganismos naturales (leva-duras, hongos o bacterias) descomponen o degradan sustancias peligrosas, transformán-





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dolas en sustancias menos tóxicas o inocuas. Los microorganismos, igual que los seres humanos, comen y digieren sustancias orgánicas, de las cuales se nutren y obtienen ener-gía. Ciertos microorganismos pueden digerir sustancias orgánicas, como combustibles o disolventes, que son peligrosas para los seres humanos.

En la mayoría de los entornos subterráneos se produce la biodegradación de con-taminantes, tanto en forma aerobia (en presencia de oxígeno) como en forma anaerobia (en ausencia de oxígeno). Los microorganismos descomponen los contaminantes orgáni-cos en productos inocuos, principalmente dióxido de carbono y agua en el caso de la bio-degradación aerobia.

Muchos contaminantes orgánicos pueden ser biodegradados por microorganismos en el entorno subterráneo, por ejemplo, hidrocarburos del petróleo, tales como gasolina, benceno, tolueno, etilbenceno y xileno, y también disolventes clorados, como tricloroeti-leno (TCE), pero en este último caso el proceso es menos eficaz.

Los efectos de dilución y dispersión reducen la concentración del contaminante pero no lo destruyen. Se puede filtrar agua relativamente limpia de la superficie del suelo y mezclarse con agua subterránea contaminada, diluyéndola. La dispersión de los conta-minantes también lleva a una disminución de la concentración de los mismos, a medida que la pluma contaminada va alejándose de la fuente de contaminación.

La sorción se produce cuando los contaminantes se adhieren a partículas subte-rráneas. Los hidrocarburos tienden a repeler el agua, igual que la mayoría de las sustan-cias oleosas. Aprovechan cualquier oportunidad para escaparse del agua subterránea ad-hiriéndose a materia orgánica y minerales arcillosos que también repelen el agua. Eso es beneficioso, porque puede impedir que los contaminantes fluyan a un lugar donde presen-ten un riesgo para la salud. La sorción, igual que la dilución y la dispersión, reduce la concentración y la masa de contaminantes en el agua subterránea, pero no los destruye.

Consecuencias de la contaminación del suelo Los problemas que puede plantear la contaminación del suelo son tan variados

como pueden serlo las sustancias presentes en los vertidos y las características del suelo receptor y de su entorno. Pueden producirse daños en el propio emplazamiento (on-site) o en su entorno (off-site). Esta segunda situación requiere un mecanismo de transporte de los contaminantes y es generalmente más preocupante, porque hay más oportunidades de que se produzca en el caso del hombre, dado que el acceso a los emplazamientos puede estar limitado. Además, la contaminación de la cadena alimentaria suele estar asociada con contaminantes que han migrado al entorno del emplazamiento.

De forma general se pueden plantear los daños y riesgos que se comentan a con-tinuación.

En primer lugar, se compromete gravemente el desempeño de las funciones bási-cas del suelo. En segundo lugar, las sustancias peligrosas presentes en un suelo contami-nado pueden producir daños por los siguientes fenómenos:

• Contaminación de las aguas subterráneas por los lixiviados • Contaminación de las aguas superficiales por la escorrentía





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• Contaminación del aire por combustión, evaporación, sublimación o arrastre por el viento

• Envenenamiento por contacto directo • Envenenamiento a través de la cadena alimentaria • Fuego y explosión Las consecuencias de la contaminación de las aguas sobre el abastecimiento pú-

blico (salud, coste), su uso agrícola (producción, calidad) e industrial (coste), así como sus efectos ambientales, pueden ser muy graves. Sin embargo, es necesario desterrar la idea errónea de que los compuestos químicos son de forma inherente peligrosos a cual-quier nivel y que los espacios contaminados constituyen siempre una grave amenaza para la salud. En cada caso es necesario identificar los peligros de los contaminantes existentes y establecer los riesgos de un espacio contaminado.

La identificación de los riesgos y la ejecución de medidas paliativas puede evitar que se produzcan daños importantes. Además, generalmente, la anticipación a la exten-sión de la contaminación supone un coste inferior del saneamiento, al tener que actuar sobre un menor volumen de suelo y/o agua contaminados.

Por otra parte, los problemas originados por los suelos contaminados presentan varias circunstancias agravantes:

• Con la excepción de los vertederos de residuos, en la mayoría de los casos los contaminantes no se ven.

• Aunque se ponga fin a los vertidos sobre el terreno, los efectos de la contaminación del suelo persisten e incluso pueden ir en aumento con el tiempo, si no se toman las medidas oportunas.

• Es difícil aplicar el principio de "quien contamina paga", sobre todo en los ca-sos de vertederos incontrolados, dado que en la mayoría de los casos es difícil imputar responsabilidades de la contaminación, y, si se conoce la empresa responsable, esta es insolvente o no tiene sucesor legal. Por ello, gran parte de las acciones sobre los suelos contaminados exigen una financiación específica que debe estudiarse en cada caso.

• Los daños producidos por los suelos contaminados no están asociados necesa-riamente a consecuencias sobre la salud y el medio ambiente que puedan ser conocidas y registradas inmediatamente, sino que generalmente tienen un lar-go período de latencia. Por ello, cuando tras varias décadas se detectan sus efectos, las pérdidas originadas pueden ser ingentes.

Actuación sobre el problema de los suelos contaminados

La gestión de la problemática de los espacios contaminados, supone la adopción de una serie de medidas a tres niveles, que podríamos denominar preventivo, correctivo y de alerta.





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Actuación primaria o preventiva

Evidentemente es necesario que se sigan generando espacios contaminados, para lo cual es necesario, por una parte, crear un marco legal y una estructura administrativa adecuados, controlando la gestión de RTP y exigiendo responsabilidades por la contami-nación del suelo y, por otra parte, promover y apoyar la creación de infraestructuras de gestión de RTP.

Actuación secundaria o correctiva

Los países que han actuado sobre la problemática de los espacios contaminados generados en el pasado, han seguido un proceso que incluye las etapas que se describen a continuación.

Identificación y detección En primer lugar es necesario identificar y detectar los espacios que presentan in-

dicios de estar contaminados.

Caracterización • Investigación preliminar

A continuación, se realiza una investigación preliminar que suele incluir dos actividades: – Recopilación y análisis de información disponible sobre el sitio y su entor-

no. Esta tarea permite, en base a un conjunto limitado de datos, distinguir entre sitios que plantean una amenaza pequeña o nula para el medio am-biente y la salud humana y sitios que pueden plantear una amenaza y re-quieren investigación ulterior.

– Inspección del lugar, para obtener información adicional y confirmar la existencia de contaminación. En ella se recogen muestras de suelos y aguas, para determinar las concentraciones de sustancias tóxicas que están presentes.

Estos trabajos tienen un coste entre 0,5 y 2,0 millones de pesetas. En este punto del proceso es conveniente disponer de un sistema que estanda-rice y acelere el proceso de evaluación de la contaminación y de toma decisión sobre si se considera que el suelo está contaminado o no. Este sistema se ha de basar en la utilización de unos estándares o valores de referencia de concen-tración de contaminantes. Para evaluar la contaminación de las aguas se pueden utilizar los valores lími-te de concentraciones de los contaminantes para los distintos usos, existentes en la legislación internacional. Sin embargo, la evaluación de la contamina-ción del suelo es más difícil, ya que el nivel al que aparecen riesgos es diferen-te para los distintos usos y afecciones (por ejemplo, recursos de agua y mate-riales de construcción), así como para los distintos seres vivos expuestos (hombres y animales, jóvenes y adultos, plantas). Incluso puede darse el caso de que las concentraciones naturales en suelos y aguas "limpias" sean muy al-tas para determinados compuestos tóxicos. Holanda tomó la iniciativa en el desarrollo y promulgación de guías para ayu-dar en tal decisión, publicando en 1983 una Guía de Limpieza del Suelo, con





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el fin de tratar de una manera uniforme el problema de contaminación de suelo y aguas subterráneas. En esta guía (revisada en 1994) se definen unos niveles de referencia, que permiten la evaluación de las concentraciones de contami-nantes en suelos y aguas subterráneas. Estos niveles son: – Nivel objetivo (target) a alcanzar en términos de política de saneamiento,

que corresponde a la calidad necesaria para la total funcionalidad del suelo o las aguas, para el sostenimiento de la vida humana, animal y vegetal.

– Nivel de intervención, que corresponde a la contaminación que amenaza con impedir o impide seriamente la funcionalidad del suelo o las aguas. Por encima de este nivel, se considera que existe una contaminación que gene-ralmente requiere alguna forma de saneamiento o medidas de control para reducir los riesgos.

Los valores de concentración de los principales contaminantes en agua subte-rránea y suelo para los citados niveles de referencia se presentan en el Apén-dice III. Hasta ahora, se ha utilizado generalmente esta guía holandesa para evaluar la calidad del suelo y el agua subterránea, por ser la más desarrollada y difundida de las existentes. Hay que resaltar que los citados niveles de referencia no tienen una relación cuantificable con algún grado de riesgo, son sólo una ayuda para la toma de decisiones. Sin embargo, los valores de intervención elegidos, representan el resultado de un proceso teórico de evaluación de riesgos.

• Investigación de detalle La investigación de detalle o caracterización incluye un conjunto de labores de investigación, medición y toma de muestras en campo y análisis en laborato-rio, que se realizan para determinar los parámetros básicos de un espacio con-taminado (magnitud, extensión y naturaleza de la contaminación, vías de dis-persión, recursos afectados, poblaciones expuestas, etc.), con el fin de poder evaluar su peligrosidad potencial y, en consecuencia, definir las necesidades de actuación. La investigación de detalle (incluyendo la evaluación de riesgos) puede tener un coste entre 5 y 30 millones de pesetas.

Evaluación de riesgos Se denomina evaluación de riesgos al conjunto de actividades multidisciplinares,

mediante las cuales se pretende conocer los riesgos potenciales y reales de efectos negati-vos, que la contaminación del suelo o su dispersión puede suponer.

El riesgo es la probabilidad de que se manifiesten efectos adversos, debidos a la interacción de los contaminantes presentes en un espacio contaminado con los posibles receptores o recursos a proteger (poblaciones humanas, animales y vegetales, infraestruc-turas, etc.). Los riesgos son específicos del emplazamiento.

La evaluación de riesgos sirve de base para la toma de decisiones sobre la acepta-bilidad del riesgo y las medidas a adoptar. Permite delimitar los aspectos del espacio con-taminado que requieren actuación y el nivel de actuación necesario.





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Estudio de soluciones Existen numerosas medidas para mitigar o eliminar los riesgos planteados por los

espacios contaminados, pero no hay una solución aplicable de forma general. Por ello, al abordar el problema de un espacio contaminado, es necesario buscar las soluciones más apropiadas, eligiendo específicamente las medidas de saneamiento y adaptándolas al caso considerado. El proceso de búsqueda de medidas de saneamiento será tan complicado como lo sean las características del emplazamiento, puesto que se han de considerar todos los aspectos sobre los que hay que actuar y sus relaciones. Generalmente en la búsqueda de una solución para un espacio contaminado se plantean varias alternativas, que deben ser examinadas y evaluadas para seleccionar la opción idónea.

Diseño e implantación de la solución idónea: saneamiento Como en cualquier proyecto de ingeniería, las siguientes fases serían el diseño,

construcción y operación del conjunto de medidas y tratamientos que se han elegido, con el fin de confinar los contaminantes, disminuir sus concentraciones o eliminarlos. Es de-cir, en algunos casos sólo se evitan los impactos de la contaminación, mientras que en otros casos puede llegarse a la limpieza total o recuperación del espacio contaminado, dependiendo del uso asignado al suelo, agua y otros recursos afectados, de los riesgos para la salud pública y el medio ambiente y de la disponibilidad de presupuesto.

Actuación terciaria o de alerta

Sería conveniente disponer de un sistema de alerta que permitiera la detección precoz de la contaminación de los recursos hídricos producida por los suelos contamina-dos, antes de la aparición de daños para sus receptores. Así, podrían realizarse a tiempo medidas de evacuación, aislamiento o sustitución de emergencia, por ejemplo, la sustitu-ción del suministro de agua a una población. Para ello se podría adecuar las redes de vigi-lancia sanitaria y ambiental (control de calidad de las aguas potables y control de calidad de las aguas en general)

Panorámica de la situación

Nivel mundial

A raíz de los desastres acaecidos en Europa y Estados Unidos1, que supusieron graves consecuencias y repercusiones para la población humana, la problemática de los 1 El primer caso conocido de suelo contaminado fue el de Love Channel (EEUU). Inicialmente el canal fue utilizado como vertedero de residuos industriales peligrosos (entre ellos PCB y dioxinas). Posteriormente se instaló en la zona una escuela primaria y se creó en su proximidad un área residencial, sin haberse eliminado previamente los residuos presentes. En 1978, como consecuencia de enfermedades adquiridas por residentes de la zona, el problema salió a la luz. Se había producido una migración de los contaminantes del canal hasta alcanzar la cimentación de algunas viviendas. Después de un trabajo de investigación de tres meses, en el que se analizaron aproximadamente 6.000 muestras, se llegó a la conclusión de la necesidad de tomar medidas urgentes, como la evacuación de residentes de las áreas de alto riesgo. La inversión total ascendió a más de 58 millones de dólares, de los cuales 30 se destinaron al realojamiento de unas 800 familias y más de 15 al estudio del impacto sobre el entorno.





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espacios contaminados cobró especial relevancia y se ha producido una creciente con-cienciación de la opinión pública y de los representantes políticos.

Hasta 1993, año en que Holanda tomó la iniciativa, en ningún país de la CEE la legislación había definido explícitamente "suelo contaminado" y consecuentemente no existía una ley uniforme y especial para los espacios contaminados.

Los primeros inventarios realizados en los países con una política de protección ambiental más activa han permitido una constatación internacional de la magnitud de la problemática: existen decenas de miles de casos, de los cuales un número muy elevado requiere alguna forma de saneamiento.

Los países más avanzados en la materia han realizado sus inventarios y estima-ciones de forma progresiva, utilizando metodologías y medios más potentes a medida que comprendían que los resultados de sus campañas de detección visual y recopilación de información disponible no daban resultados exhaustivos. Generalmente las cifras finales se han elevado a valores (en número de casos o volumen de suelo contaminado) de tres a cinco veces las de las estimaciones iniciales (véase el caso de Holanda en la Figura 2). Aún actualmente las técnicas de detección e identificación están en desarrollo y en Euro-pa casi no se han aplicado los sensores remotos con este fin, práctica bastante extendida en Canadá y Estados Unidos.

FIGURA 3. EVOLUCIÓN DE LAS ESTIMACIONES DE LOS COSTES TOTALES DE SANEAMIENTO DE SUELOS CONTAMINADOS EN HOLANDA





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Con respecto a la actuación en materia de saneamiento de espacios contaminados, se han aplicado diversas estrategias en los diferentes países, en función de la magnitud de su problemática, sus imperativos legales y su capacidad técnica y económica.

Por ejemplo, en Estados Unidos se creó en 1986 el denominado “Superfondo”, procedente en su mayoría de impuestos abonados por la industria. Este fondo incluía 8.500 millones de dólares para la recuperación de vertederos de residuos peligrosos aban-donados y 500 millones más para la limpieza de terrenos contaminados por depósitos subterráneos de hidrocarburos.

España

En 1989 se aprobó el Plan Nacional de Residuos Industriales, que contenía un “Programa de control y recuperación de zonas afectadas por vertidos de residuos tóxicos y peligrosos”. La puesta en marcha del Plan y en concreto de este Programa, dio lugar a la ejecución durante los años 1991 y 1992 del primer Inventario de Espacios Contaminados, abarcando todo el territorio nacional. Este Inventario se basó en la identificación de las actividades potencialmente contaminantes del suelo y de los vertederos incontrolados de residuos, donde presuntamente había residuos tóxicos y peligrosos. Además se caracteri-zaron 249 emplazamientos, evaluando los riesgos que planteaban y estudiando las solu-ciones aplicables y sus costes.

Durante los años 1994 y 1995 el Ministerio contrató una segunda fase de caracte-rización de otros 115 emplazamientos inventariados.

El Inventario estableció un orden de prioridad de actuación de los espacios con-taminados, en base a los riesgos que planteaban y permitió la elaboración de un programa de actuación, que se plasmó en el Plan Nacional de Recuperación de Suelos Contamina-dos (1995-2000), aprobado en 1995. En el Apéndice IV se incluye el texto de este Plan, que recoge además los principales datos del Inventario.

Posteriormente, la mayoría de las Comunidades Autónomas han ido elaborando trabajos adicionales de caracterización de espacios contaminados, redacción de proyectos de recuperación e incluso algunas obras de recuperación.

Desde el punto de vista legal, cabe señalar que la nueva Ley 10/1998, de 21 de abril, de Residuos, incluye un Título V sobre suelos contaminados, cuyo contenido se reproduce como Apéndice V. La Ley menciona que el Gobierno, previa consulta con las Comunidades Autónomas, deberá establecer unos criterios y estándares, de acuerdo con los que se pueda declarar un suelo como contaminado. En este sentido, el País Vasco y Cataluña han establecido unos valores de referencia de concentraciones de contaminantes para evaluar la contaminación del suelo, que están basados en buena parte en los holande-ses, pero han sido definidos contemplando las concentraciones de fondo de contaminantes existentes en los suelos de dichas Comunidades Autónomas.

Así mismo, la citada Ley establece que el Gobierno aprobará y publicará una lista de actividades potencialmente contaminantes del suelo. Esa lista podría ser similar a la que se incluye en el Apéndice V.





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Disciplinas profesionales que intervienen en las actuaciones sobre los espacios contaminados

Como se ha comentado, la actuación sobre el problema de los espacios contami-nados es una tarea compleja, que debe ser abordada caso por caso y requiere una evalua-ción crítica de las condiciones ambientales, de los riesgos reales y potenciales y de los requerimientos, opciones y costes del saneamiento. Únicamente de esa forma se adopta-rán decisiones capaces de asegurar a largo plazo la inexistencia de riesgos para la pobla-ción y el medio ambiente.

Las distintas actividades que componen el proceso de actuación sobre los espa-cios contaminados han de ser realizadas por un equipo de técnicos de las siguientes espe-cialidades profesionales:

• Biología • Química • Geología • Ingeniería civil • Ingeniería industrial • Toxicología • Estadística





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APÉNDICE I. ACTIVIDADES ECONÓMICAS

CON RIESGO DE CONTAMINAR EL SUELO Y EL

AGUA





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AGRU- PACIÓN CNAE

GRUPO/ SUBGRUPO

CNAE

MÁXIMO RIESGO

*

ACTIVIDADES ECONÓMICAS

TIPOS DE RESIDUOS O CONTAMINANTES

01 012 - Cultivo hortalizas y frutas Plaguicidas

019 - Otras explotaciones agrícolas (servicios de parques y jardines)

Plaguicidas

02 029 - Otras explotaciones ganade-ras (n.o.c.p)

Desinfectantes antiparasita-rios

11 111 a 113 - Extracción, preparación y aglomeración e hulla, antra-cita y lignito

Residuos sólidos. Lodos. Residuos líquidos. Lixivia-dos

114 * Coquerías Residuos sólidos. Lodos. Alquitrán. Lixiviados

12 122 - Extracción de crudos de petróleo

Aceite mineral

124 - Extracción de pizarras bitu-minosa

Residuos sólidos. Lodos

13 130 * Refino de petróleo Aceite mineral. Subproduc-tos. Lodos

14 140 - Extracción y transformación de minerales radiactivos

Residuos sólidos. Lixiviados

15 151.2 * Producción de energía ter-moeléctrica convencional

Cenizas volantes. Escorias. Lixiviados

151.3 - Producción de energía elec-tronuclear

151.4 - Transporte y distribución de energía eléctrica

Líquidos de refrigeración

152 * Fabricación y distribución de gas Lubricantes

16 160 - Captación, depuración y distribución de agua

Lodos. Cloro

21 211 - Extracción y preparación de mineral de hierro

Aceite mineral. Lixiviados

212 * Extracción y preparación de minerales metálicos no férreos

Aceite mineral. Residuos sólidos. Lixiviados

22 221 * Siderurgia Escorias. Lodos. Polvo

222 - Fabricación tubos de acero Aceite

223 - Trefilado, estirado, perfilado y laminado de acero en frío

Escorias. Lodos. Polvo

224 * Producción y primera trans-formación de metales no férreos

Escorias. Lodos. polvo





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23 232 - Extracción de sales potási-cas, fosfatos y nitratos

Restos de metales. Lixiviados

234 - Extracción de pirita y azufre Restos de metales. Lixiviados

239 - Extracción de otros minera-les no metálicos ni energéti-cos. Turberas

Restos de metales. Lixiviados

24 243.2 - Fabricación de productos en fibrocemento

Asbesto

243.3 - Fabricación de otros produc-tos derivados del cemento

Aceite

243.4 - Fabricación de productos derivados yeso y escayola

Yeso

245 - Fabricación de abrasivos Cola. Aceite

246.5 - Manipulado de vidrio Baños de plata-aluminio

247.2 - Fabricación de azulejos Pigmentos

247.3 - Fabricación de vajillas, etc. de mineral cerámico

Pigmentos

249 * Industrias de otros productos minerales no metálicos (n.c.o.p.)

Amianto. Betún

25 251.1 * Fabricación de productos químicos orgánicos de ori-gen petroquímico

Aceites minerales. Subpro-ductos. Lodos. Disolventes. Alquitrán

251.2 * Fabricación de otros produc-tos químico-orgánicos

Materias primas. Subproduc-tos. Residuos

251.3 * Fabricación de productos químicos inorgánicos


251.4 * Fabricación de primeras materias plásticas


251.5 * Fabricación de cauchos y látex sintéticos

Aditivos. Disolventes

251.6 - Fabricación de fibras artifi-ciales y sintéticas

Disolventes. Residuos líqui-dos

252.1 * Fabricación de abonos Materias primas. Lixiviados

252.2 * Fabricación de plaguicidas Plaguicidas

253.1 - Fabricación de gases com-primidos

Lubricantes

253.2 * Fabricación de clorantes y pigmentos

Pigmentos. Disolventes

253.3 * Fabricación de pinturas, barnices y lacas

Disolventes





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253.4 * Fabricación de tintas de imprenta

Disolventes

253.5 - Tratamiento de aceites y gases

Aceites y grasas

253.6 * Fabricación de aceites esen-ciales y de sustancias aromá-ticas

Materias primas

253.7 - Fabricación de colas y gela-tinas

Disolventes

253.8 - Fabricación de explosivos Varios

253.9 - Fabricación de otros produc-tos químicos industriales

Varios

254 * Fabricación de productos farmacéuticos

Materias primas

255.1 - Fabricación de jabones, detergentes, lejías

Materias primas

255.2 - Fabricación de jabones de tocador, productos de per-fumería

Materias primas

255.3 - Fabricación de derivados de ceras y parafinas

Disolventes

255.4 - Fabricación de material fotográfico sensible

Productos químicos

255.5 - Fabricación de artículos pirotécnicos, cerillas, fósfo-ros

Productos químicos

255.9 - Fabricación de productos químicos consumo final

Varios

31 311.1 * Fundición de piezas de hie-rro y acero

Escorias/aceite. Arenas para moldes

311.2 * Fundición de piezas de meta-les no férreos

Escorias/aceite. Arenas

312 - Forja, estampado, etc. Agentes desengrasantes. Lubricantes

313 * Tratamiento y recubrimiento de los metales

Ácidos. Pinturas. Residuos líquidos

314 * Fabricación de productos metálicos estructurales

Arena de chorreado. Pinturas. Disolventes

315 * Fabricación de grandes de-pósitos y calderería gruesa

Acero en polvo. Grasas. Disolventes

316 - Fabricación de herramientas y artículos de acabado metálico

Aceites. Grasas. Disolventes





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319 * Talleres mecánicos indepen-dientes

Aceite mineral

32 321 - Construcción de maquinaria y equipo mecánico

Taladrinas. Disolventes. Aceites minerales. Pinturas

34 341 * Fabricación de hilos y cables eléctricos

Recubrimientos de plomo

342 - Fabricación de material eléctrico (motores, trafos)

Residuos sólidos. Líquidos

343 * Fabricación de pilas y acu-muladores

Líquidos y pastas

346 - Fabricación de lámparas Agentes fluorescentes

35 351 a 355 - Fabricación de material electrónico

Residuos sólidos. Disolven-tes

36 361 * Construcción y montaje de automóviles y sus motores

Disolventes. Lubricantes

362 * Construcción de carrocerías, remolques y volquetes

Disolventes. Pinturas

363 - Fabricación de equipo, acde-sorios y piezas de repuesto para automóviles

Disolventes

37 371 * Construcción naval Residuos sólidos. Aceites. Disolventes

372 * Reparación y mantenimiento de buques

Residuos sólidos. Aceites. Disolventes

38 381 - Construcción, reparación y mantenimiento de material ferroviario

Disolventes. Lubricantes

382 - Construcción, reparación y mantenimiento de aeronaves

Disolventes y otros

383 - Construcción de bicicletas, motocicletas

Disolventes

389 - Construcción de otro mate-rial de transporte

Disolventes

41 411 - Fabricación de aceite de oliva

Residuos sólidos. Aceite

412 - Fabricación de aceites y grasas vegetales y minerales

Aceite. Grasas

42 424.1 - Destilación y rectificación de alcoholes

Alcoholes

43 431.1 * Preparación de fibras de algodón

Agentes colorantes





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432.1 * Preparación de fibras de lana Agentes clorantes

433 - Industria de seda natural y fibras artificiales

Agentes clorantes

434 * Industria de fibras duras y sus mezclas

Agentes clorantes

435 * Fabricación de géneros de punto

Agentes clorantes

436 * Acabado de textiles Agentes clorantes

437 * Fabricación de alfombras y tapices de tejidos impregna-dos

Agentes clorantes. Líquidos residuales

44 441 * Curtido y acabado de cueros y pieles

Agentes clorantes. Residuos sólidos y líquidos

45 451 - Fabricación en serie de cal-zado

Agentes clorantes. Residuos sólidos

456 - Industria peletera Plaguicidas

46 461 * Aserrado y preparación industrial de la madera

Plaguicidas

462 * Fabricación de productos semielaborados de madera

Cola. Barnices. Disolventes

463 * Fabricación en serie de pie-zas de carpintería, etc.

Pinturas. Barnices. Disolven-tes

464 - Fabricación de envases y embalajes de madera

Ointuras. Disolventes

466 - Fabricación de productos de corcho

Cola

467 - Fabricación de artículos de junco y caña, cestería, etc.

Barnices. Disolventes

468.5 - Actividades anexas a la industria del mueble


47 471 - Fabricación de pasta papele-ra

472 - Fabricación de papel y car-tón

473 - Transformación de papel y cartón

Cola. Disolventes

474 * Artes gráficas y actividades anexas

Tinta. Disolventes. Fotoquí-micos

475 - Edición Tinta. Disolventes

48 481 - Transformación de caucho Aditivos





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482 - Transformación de materias plásticas

Aditivos

49 491 - Joyería y bisutería Disolventes. Ácidos

492 - Fabricación de instrumentos de música

Barnices. Pinturas. Disolven-tes

493 - Laboratorios fotográficos y cinematográficos

Disolventes. Ácidos

494 - Fabricación de juegos, ju-guetes y artículos de deporte


495 - Industrias manufactureras diversas


61 615.5 - Comercio al por mayor de petróleo y lubricantes

Combustibles. Lubricantes. Metales. Hidrocarburos

62 621 - Comercio al por mayor de chatarra y metales de dese-cho

Metales. Lixiviados. Hidro-carburos

629 - Comercio al por mayor de otros productos de recupera-ción n.c.o.p.

Tintas. Disolventes. Lixivia-dos

63 632 - Intermediarios del comercio de combustibles, minerales y productos químicos

Combustibles. Productos químicos

64 646 - Comercio al por menor de carburantes y lubricantes

Combustibles. Lubricantes. Hidrocarburos. Metales

67 672 - Reparación de vehículos automóviles, motocicletas y bicicletas

Aceites usados. Ácidos. Metales. Hidrocarburos

72 721 - Transporte urbano de viaje-ros

Aceites usados. Combusti-bles

722 - Transporte de viajeros por carretera


723 - Transporte de mercancías por carretera


74 742 - Transporte aéreo no regular Aceites usados. Hidrocarburos

75 753 - Actividades anexas al trans-porte aéreo

Aceites usados. Hidrocarbu-ros. Plaguicidas

85 851 - Alquiler de maquinaria y equipo agrícola

Aceites usados

852 - Alquiler de maquinaria y equipo para la construcción

Aceites usados

91 916 - Defensa Nacional Combustibles. Aceites usa-dos. Metales pesados





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92 921 - Servicios de saneamiento de vías públicas y similares

Residuos sólidos y lodos residuales diversos

97 971 - Lavanderías, tintorerías y servicios similares

Disolventes. Hidrocarburos





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APÉNDICE II. PRINCIPALES CONTAMINANTES

POTENCIALES PARA LAS DISTINTAS ACTIVIDADES





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PRINCIPALES CONTAMINANTES POTENCIALES

NO CLORADOS CLORADOS ORGANO METÁICOS SUSTANCIAS INORGÁNICAS CNAE

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20

114 X X X X X X X X

130 X X X X X X X X

151.2 X X X X X X

152 X X X X X X X

212-221-224

X X X X X

249 X X X

251.1/2/3 X X X X X X X X X X X X X X X X

251.4 X X X

251.5 X X X X X X X X X

252.1 X X X X X X X X

252.2 X X X X X X X X X X X X X X

253.2 X X X X X X

253.3/4 X X X X X X X X

253.6 X X X X X X X X X X X X X

254 X X X X X X X X X X X X X X X X X

311.1 X X X X X X X X

311.2 X X X X X X X X

313 X X X X X X X X X X

314 X X X X X X X

315 X X X X X X X

319 X X X X X X X X

341 X X X X

343 X X X X

361,362, 371,372

X X X X X X X X X X X X X X X

431,432 X X X X X X X

434,435 X X X X X X X

436,437 X X X X X

441 X X X X X X

461 X X X X X X X X X





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462 X X

463 X X X X

474 X X X X X X X

615.5 X X X X X X X

621 X X X X

629 X X


646 X X X X X X






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APÉNDICE III. CRITERIOS HOLANDESES

PARA EVALUAR LA CONTAMINACIÓN DEL SUELO

Y LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS





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Intervention and target values for soil

1. Introduction

Policy on contaminated land makes use of two parameters, i.e. intervention val-ues and target values. Intervention values indicate the quality for which the functionality of the soil for human animal and plant life are, or are threatened with being, seriously impaired. Target values indicate the soil quality required for sustainability or, expressed in terms of remedial policy, the soil quality required for the full restoration of the soil's functionality for human, animal and plant life. These intervention and target values are presented in this Annex (sections 2 and 3; table l).

2. Intervention values

The intervention values for soil remediation (Parliamentary Paper H 1993194, 22 727, no. 5) indicate the quality at which soil is considered to be seriously contaminated.

The intervention values are based on a detailed study by the RIVM (National In-stitute for Public Health and Environmental Protection; reports 725201001 to 725201008 inclusive) into the human toxicological and ecotoxicological effects of soil contamn2ntq. The human toxicological effects are quantified in terms of those concentrations in tile soil which result in the so-called maximum permissible risk level for humans being exceeded. For no carcinogenic substances, this corresponds to the 'IDI (tolerable daily intake). For these purposes ¡t is assumed that áll exposure pathways apply-

Ecotoxicological effects are quantified in terms of the concentrations in the soil at which 50 % of the species actually (or potentially) occurring may undergo adverse ef-fects. The intervention values finally adopted are based on the results of the RIVM study (report no. 725201007) which integrates the toxicological and ecotoxicological effects together. An advice prepared by the Technical Committee for Soil Protection and a com-prehensive round of discussions with interested parties regarding die RIVM study also play ed a major role in helping to determine the final intervention values. The Interven-tion Values Memorandum deals m detail with the various considerations revolved.

The intervention values for groundwater are not based on a separate risk assess-ment in regard to the contaminants present in the groundwater, but are derived from the values for soil/sediment.

The work done has aimed to make the best possible use of the knowledge avail-able and of the scientific data. In die final stages, more recent information, die reliability and applicability of which has not yet been generally accepted, was examined to deter-mine whether its inclusion would produce better results than simply ignoring it. These modifications will be incorporated in the revision of RIVM report 725201007. This modi-fied report will establish the framework for determining human exposure to contaminated land.

No departure from these methods will be possible. The RIVM exposure model will be applied, using the actual local contamination data, to calculate human exposure,





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and thus determine the urgency of tackling serious cases of contamination. This will be dealt with in a separate Circular (to be published 1 jan. 1995).

The intervention values are related to spatial parameters. These values are re-garded as saving been exceeded, and the soil as therefore being seriously contaminated, if the mean soil/sediment concentration of at least 25 m3 of 'soil-volume' (i.e. approximately 7 x 7 x 0.5 m), or ground water concentration in at least 100 m3 of 'soil-volume', exceeds the intervention value. The protocols for the preliminary and further site investigations describe the manner in which compliance with the standards is to be tested. The proto-cols prescribe sampling based on a 7 x 7 m rectangular grid. In order to determine whether the intervention values are exceeded in a 25 m3 section, sampling can be carried out at the four comers to a depth of 0.5 m. If a different sampling procedure is used from that prescribed by the protocols, the person concerned must himself/herself ensure and adequately demonstrate that the 25 m3 criteria is met.

The intervention values are related to the content of organic matter and clay in the soil. These relationships are set out in the form of so-called soil type correction factors.

The intervention values for soil remediation are presented in table 1. The correc-tion for soil type is dealt with in the notes to the table.

3. Target values

The policy statement on the memorandum 'Environmental quality objectives for soil and water' ('MLLBOWA' - Parliamentary Paper II 1991/92, 21 990 and 21 250, no.3) presented quantitative target values for soil and water for a large number of contaminants. The policy statement announced the replacement of the reference values and A-values in the Leidraad Bodembescherming (Soil Protection Guidelines) by the target values. The target values therefore indicate the soil quality levels ultimately aimed for.

In compiling the target values, environmental constraints applied in other policy areas were drawn upon, such as standards for dinking water and surface waters, standards and draft standards from the Commodities Act, and policy objectives previously formu-lated for nitrate and phosphate. Values for heavy metals, arsenic and fluoride were de-rived from the analysis of field data from relatively, pollution-free rural areas, and aquatic sediments regarded as uncontaminated. The target values for soil were timed to the target values for surface waters where this proved scientifically possible.

Table 1 contains the list of target values relevant for the remediation policy of contaminated soil and groundwater. The manner in which the target values are corrected to allow for differences in soil types are describes in the notes to the table.





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TABLE 1.

Target and intervention values for micropollutants for a standard soil (10% organic mate-rial and 25%, clay); mg/kg for µg/l for groundwater, unlless otherwise stated.

Soil/sediment (mg/kg dry material) Groundwater (µg/l)

Substance Target value Intervention

value Target value

Intervention value

I. Metals

Arsenic 29 55 10 60

Barium 200 625 50 625

Cadmium 0.8 12 0.4 6

Chromium 100 380 1 30

Cobalt 20 240 20 100

Copper 36 190 15 75

Mercury 0.3 10 0.005 0.3

Lead 85 530 15 75

Molybdenum 10 200 5 300

Nickel 35 210 15 75

Zinc 140 720 65 800

II. Inorganic Compounds

Cyanide-free 1 20 5 1500

Cyanide complex (pH < 5)1 5 650 10 1500

Cyanide complex (pH ≥ 5) 5 50 10 1500

Thiocyanates (total) 20 1500

III. Aromatic Compounds

Benzene 0.05 (d) 1 0.2 30

Ethyl benzene 0.05 (d) 50 0.2 150

Phenol 0.05 (d) 40 0.2 2000

Cresoles (total) 5 (d) 200

Toluene 0.05 (d) 130 0.2 1000

Xylene 0.05 (d) 25 0.2 70

Catechol 20 (d) 1250

Resorcinol 10 600

Hydrochinone 10 800





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IV. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)

PAH (total of 10)2,11 1 40 - - Naphthalene 0.1 70 Anthracene 0.02 5 Phenantrene 0.02 5 Fluoranthene 0.005 1 Benzo(a)anthracene 0.002 0.5 Chrysene 0.002 0.05 Benzo(a)pyrene 0.001 0.05 Benzo(ghi)perylene 0.0002 0.05 Benzo(k)fluoranthene 0.001 0.05 Indeno(1,2,3-cd)pyrene 0.0004 0.05

V. Chlorinated hydrocarbons

1,2-dichloroethane 4 0.01 (d) 400

Dichloremethane (d) 20 0.01 (d) 1000

Tetrachloromethame 0.001 1 0.01 (d) 10

Tetrachloroethene 0.01 4 0.01 (d) 40

Trichloromethane 0.001 10 0.01 (d) 400

Trichloroethene 0.001 60 0.01 (d) 5600

Vinylchloride 0.1 0.7

Chlorobenzenes (total)3,11 30 -

Monochlorobenzene (d) - 0.01 (d) 180

Dichlorobenzenes (total) 0.01 - 0.01 (d) 50

Trichlorobenzenes (total) 0.01 - 0.01 (d) 10

Tetrachlorobenzenes (total) 0.01 - 0.01 (d) 2.5

Pentachlorobenzenes 0.0025 - 0.01 (d) 1

Hexachlorobenzene 0.0025 - 0.01 (d) 0.5

Chlorophenols (total)3,11 10 -

Monochlorophenols (total) 0.0025 - 0.25 100

Dichlorophenols (total) 0.003 - 0.08 30

Trichlorophenols (total) 0.001 - 0.025 10

Tetrachlorophenols (total) 0.001 - 0.01 10

Pentachlorophenols 0.002 5 0.02 3

Chloronaphtalene 10 6

Polychlorobiphenyls (total of 7)5 0.02 1 0.01 (d) 0.01





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VI. Pesticides

DDT/DDE/DDD6 0.0025 4 (d) 0.01

Drins7 4 0.1

Aldrin 0.0025 (d)

Dieldrin 0.0025 0.02 ng/l

Endrin 0.001 (d)

HCH Compounds8 2 1

α-HCH 0.0025 (d)

β-HCH 0.001 (d)

γ-HCH 0.05 µg/kg 0.2 ng/l

Carbaryl 5 0.01 (d) 0.1

Carbofuran 2 0.01 (d) 0.1

Naneb 35 (d) 0.1

Atrazin 0.05 µg/kg 6 0.0075 150

VII. Other Pollutants

Cyclohexanon 0.1 270 0.5 15000

Phthalates (total)9 0.1 60 0.5 5

Mineral oil 50 5000 50 600

Pyridine 0.1 1 0.5 3

Styrene 0.1 100 0.5 300

Tetrahydrothiofuran 0.1 0.4 0.5 1

Tetrahydrothiophene 0.1 90 0.5 30

(d) = detection threshold

Notes to table 1: 1. Acidity: pH (0.0l M CaCl2). In order to determine whether pH is greater than

or equal to 5, or less than 5, the 90 percentile of the measured values is taken. 2. 'PAH (total of 10)' here means the total of anthracene, benzo(a)anthmcene,

benzo(k)tluoroanthene, benzo(a)pyrene, chrysene, phenantrene, fluoroanthene, indeno(1,2,3-cd)pyrene, naphthalene and benzo(ghi)perylene.

3. 'Cblorobenzenes (total)' here means the total of all chlorobenzenes (mono-, di-, tri-, tetra-, penta- and hexachlorobenzene).

4. 'Chlorophenols (total), here means the total of all chlorophenols (mono-, di-, tri-, tetra- and pentachlorophenol).

5. In the case of the intervention value, "polychlorobiphenyls (total)' means the to-tal of PCBs 28, 52, 101, 118, 138, 153 and 180. For the target value it refers to the total excluding PCB 118.





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6. 'DDT/DDDIDDE' above means the total of DDT, DDD and DDE. 7. "Drins' above means the total of aldrin, dieldrin and endrin.

8. 'HCH compounds' above means the total of α-HCH, β-HCH, γ-HCH and δ-HCH.

9. 'Phthalates (total)' above means the total of all phthalates. 10. 'Mineral oil' above means the sum of all the, alkanes, both straight-chain and.

branched-chain. Where the contamination is due to mixtures (e.g. gasoline or domestic heating oil), then not only the alkane content but also the content of aromatic and/or polycyclic aromatic hydrocarbons must be determined. This aggregate parameter has been adopted for practical reasons. Further toxicologi-cal and chemical disaggregating is under study.

11. The values for total polycyclic aromatic hydrocarbons, total chlorophenols and total chlorobenzenes in soil/sediments apply to the total concentration of the compounds belonging to the relevant category. If the contamination is due to only one compound of a category, the value used is the intervention value for that compound, where there are two or more compounds the value for the total of these compounds applies, etc. For soil/sediment, effects are directly additive (i.e. 1 mg of substance A has the same effect as 1 mg of substance B) and can be checked/compared against, an aggregate standard by summing the concentra-tions of the substances involved. For further information about the this additive see, for example, the Technical Committee for Soil Protection (1989)1, In the case of groundwater, effects are indirect, and are expressed as a fraction of the individual intervention values before being summed (i.e. 0.5 of the intervention value of substance A has the same effect as 0.5 of the intervention value of sub-stance B). This means that 'an addition formula must be used to determine whether an intervention value is exceeded. The intervention value for a cate-gory of substances is exceeded if.

waarbij,1I

Conc

i

i ≥∑

where: Conci measured concentration. of substance i in the category concerned Ii intervention value for substance i.

Further remarks on table 1

Intervention values for substances not listed For most broad substance groups (e.g. organochlorine or non-organochlorine pes-

ticides), the toxicological and other properties of individual substances in the group devi-ate from the mean properties of the group as a whole. This applies equally to mixtures of substances which are difficult to characterise, such as volatile chlorinated bydrocarbons

1 Technical Committee for Soil Protection (1989). Advies beoordeling van bodemverontreiniging met polycyclische aromaten' (Advice regarding the assessment of soil contaminated with polycyclic aromatics). TCB A89/03





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or organochlorine compounds subject to solvent extraction, and to mixture of inorganic compounds with different speciation (such as sulphides).

When evaluating substances not included in the list, it is recommended that they be compared with substances in the list which are chemically or toxicologically related. In tbe case of individual aliphatic chlorinated hydrocarbons, an upper limit for the inter-vention value for soil/sediment of 50 mg/kg dry matter applies in any case. Similarly, upper limits for soil/sediment of 5 and 10 mg/kg dry matter apply to individual or-ganochlorine and nonchlorinated pesticides respectively.

The upper limit for intervention values for groundwater for individual aliphatic chlorinated hydrocarbons, organochlorine and on-chlorinated pesticides can be derived by using the equilibrium calculations as described in RIVM report 725201007.

Intervention values for individual inorganic compounds will be included in due course. This will take account not only of toxicological but also eutrophication aspects.

It is also possible to adopt an accelerated procedure for the setting of intervention values for substances where such values are not yet available. A request can be addressed via the province (i.e. competent authority) to the regional Environmental Inspectorate for the RIVM to calculate ad hoc intervention values. The RIVM advises the Minister of Housing, Spatial Planning and the Environment, who formally adopts the ad hoc standard for the particular case of soil contamination.

Relationship between intervention values and limit values The intervention values for arsenic, chromium and lead in soil/sediment have

been set equal to the limit values for newly formed sediments. The policy considers that the intervention value should be at least equal to the limit value has prevailed over a strictly toxicological approach, partly in view of the considerable uncertainties attaching to the environmental chemistry of these heavy metals. Improvements in our understand-ing in this area (for example in the distribution between the solid and liquid phases in the soil) may lead to modifications in the standards. Because the toxic properties of trivalent and hexavalent chromium are different, a distinction between these two species would be relevant. Hexavalent chromium is not widely found in the soil in the Netherlands. Where indications occur of contamination with hexavalent chromium, special attention should be paid to this species.

Site investigation For the principles applying to the physical and chemical investigation of a site

(for example the location of the sampling points, the drilling system to be used, the man-ner of sampling the soil and groundwater, the handling of the samples taken, the pre-treatment, upgrading and analysis of the samples), see the protocols for the preliminary and further investigations or the Soil Protection Guidelines.

Extent of contamination The intervention values are applied as averages for a 'soil-volume' of 25 m3 in

case of soil/sediment contamination or 100 m3 in case of groundwater contamination. The sampling strategy is dealt with in the protocols for the preliminary and further site inves-tigation. If in the case of point sources of pollution it seems probable, perhaps as a result of carrying out calculations, that failure to take measures in the short term (within several





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months at most) will result in soil contamination to the relevant degree, the contamination is similarly regarded as being serious.

Serious contamination when concentrations are below the intervention values The Memorandum. 'Intervention Values for Soil remediation' (Parliamentary Pa-

per U 1993/94, 22 727, no. 5) indicates that contamination will also be regarded as seri-ous if is spreading of its own volition, into other environmental media or objects in such a manner that human health or the environment may be adversely affected, without the intervention values actually being exceeded (for example if the maximum permissible risk level (MPR) for humans is exceeded through eating produce from allotments or the inhalation. of contaminated air from the floor cavities of buildings).

Man can be exposed to contamination from soil via a large number of different pathways. In estimating human exposure for the purpose of deriving the intervention val-ues, it is assumed that exposure occurs along all the possible pathways. In order to de-termine the exposure, a kind of 'standard behaviour pattern' is assumed. This allows for factors such as the time which a person spends out-of-doors, the bodyweight of a child and an adult, and the time spent under the shower. This 'standard behaviour pattern' is such that, if the 'intervention values derived from it are exceeded, effects may occur in man (or the human MPR may be exceeded). This will usually not be the case where con-centrations are below the intervention values.

Most of the factors involved have little influence on the exposure which occurs. For some factors however, such a ' s soil ingestion and the consumption of produce grown on contaminated land, the influence is considerable. If die standard for such factors is exceeded, the exposure may exceed the human MPR, without the intervention levels be-ing exceeded. In practice this problem is confined to situations of lead and cadmium contamination where the consumption of contaminated produce is significantly higher than the 10% assumed in die standard calculation. The human MPR may also be ex-ceeded at concentrations below the intervention values as a result of the inhalation of volatile compounds 'm floor cavities and indoor air.

If it is suspected that this situation may be occurring, additional investigation into the actual exposure level is advisable. Such investigation is needed in order that the magnitude of the exposure additional to that assumed in the standard exposure model, and the consequences of this, can be ascertained. The C-soil model, developed by RIVM for the estimation of intervention values, should be used for this purpose. The formula for the exposure from consumption of produce should be modified to allow for the actual level of consumption occurring. It is recommended that in addition to this, the concentrations of contaminants in produce for consumption should be determined. The actual exposure occurring should be compares with the human MPR, based on toxicological considerations. If this is exceeded then the soil contamination can be regarded as serious. If it is suspected that the exposure due to inhalation of volatile compounds is higher than that allowed for in the standard calculations, it is recommended that the con-centrations in floor cavities or indoor air be measured.





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Trigger function of EOX No intervention value has been set for EOCI or EOX. This is because the use of

such a parameter has no value in toxicological terms. Estimation of the EOX content therefore serves no purpose in deciding whether a case of serious soil contamination has occurred. An EOX test can, on the other hand, provide a so-called trigger function. It can be used to indicate whether intervention values for individual halogen compounds may be being exceeded.

Criterion for further investigation The protocols for the preliminary and further site investigation state that the

amount 1/2(intervention value + target value) should be used as the criterion to determine whether a further investigation is required. For those substances for which no target value has been set, the amount 1/2(intervention value) should be used instead of 1/2(intervention value + target value).

Substances for which no target value is listed The target values indicated in table 1 correspond to the target values presented in

the policy statement on the memorandum 'Environmental quality objectives for soil and water' ('MLLBOWA' - Parliamentary Paper H 1991/92, 21 990 and 21 250, no.3). This policy statement also container target values which are not listed in the table. These were values whose main function lies in preventive policy. This will be incorporated in the Soil Protection Guidelines.

Table 1 also contains substances or substance groups for which an intervention value, but no quantitative target value, has been set. The scientific information needed for this was generally still missing. Since it is the case that the occurrence of these sub-stances in the soil and/or groundwater can in practice cause environmental problems, target values for these substances win if possible be incorporated in the Soil Protection Guidelines.

Correction for soil type

• Inorganic compunds The intervention values for heavy metals (including arsenic) in soil/sediment depend, like the target values, on the clay content and or the organic material content. In assessing the quality of the soil at a given location the values for a standard soil are converted to values applying to the actual soil concerned on the basis of the measured organic material (measured by percentage weight lost by volatilisation, on the total dry weight of the soil) and clay content (the percentage by weight of the total dry material comprising mineral particle matter with a diameter less than 2 µm in diameter). On this basis relevant mean values are determines for the clay organic material content. The con-verted values can then be compared with the measured concentrations of met-als in the soil. The following soil type correction formula can be used for this calculation:

)1(C25BA

mat.org%Cclay%BAII ste ⋅+⋅+⋅+⋅+

⋅=

where:





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Ie = intervention value applying for the soil being evaluated (mg/kg) Ist = intervention value for the standard soil (mg/kg) %clay = measured percentage clay in the soil being evaluated. %org.mat. = measured percentage organic matter in the soil being evaluated A, B and C = constants which depend on the substance (see table 2)

In order apply the soil type correction to target values, the intervention values in formula (1) (Ie and Ist are replaced by target values.

TABLE 2 SUBSTANCE-DEPENDENT CONSTANTS FOR METALS

SUBSTANCE A B C

Arsenic 15 0.4 0.4

Barium 30 5 0

Cadmium 0.4 0.007 0.021

Chromium 50 2 0

Cobalt 2 0.28 0

Copper 15 0.6 0.6

Mercury 0.2 0.0034 0.0017

Lead 50 1 1

Molybdenum 1 0 0

Nickel 10 1 0

Zinc 50 3 1.5

If measuring problems are caused by low organic matter or clay content, val-ues of 2% can be assumed for both organic matter and clay. As measuring methods improves this will no longer be necessary. In the case of the other inorganic compounds, the intervention values are not related to soil characteristics. This means that the same intervention values and target values will apply for all soils.

• Organic compounds The intervention and target values for organic compounds are related to the content of organic matter in the soil. In evaluating the quality of a given soil, the values for a standard soil are divided by 10 and multiplied by the measured content of organic material. The values converted in this manner can be com-pared with the measured content of organic compounds. As a formula:

)2(10

mat.org%II ste ⋅=





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where: Ie = intervention value applying for the soil being evaluated (mg/kg) Ist = intervention value for the standard soil (mg/kg) %org.mat. = measured percentage organic matter in the soil. Where the or-ganic mater measured is more than 30% or less than 2%, values of 30% and 2% respectively are used.

In order apply the soil type correction to target values, the intervention values in formula (2) (Ie and Ist are replaced by target values.

• Groundwater The intervention and target values for both organic and inorganic compounds in groundwater are independent of soil type.

• Soil analyses In large urbanised areas the structure and composition of the soil have been heavily influenced by human activity. Furthermore, these parameters vary greatly over relatively short distances. As a result it is nor possible to make a proper soil type correction without analyzing the soil in detail. For the manner in which values are corrected for soil type in such circumstances, see the Min-isterial regulations to be developed for the preliminary and further investiga-tions pursuant to Bill 21 556 or the Soil Protection Guidelines

• Examples of soil type correction Two examples are given to illustrate the correction for soil type – Example 1: Chromium

Data: intervention value (standard soil) = 380 mg/kg measured concentration = 350 mg/kg measured %age clay = 10

Question: Does the measured concentration in this soil exceed the interven-tion value? Formula 1 can be used to calculate the intervention value for chromium for the soil concerned:

( ) 2662525010250300valueonInterventi =⋅+⋅+

⋅=

This means that the concentration measured in the soil concerned, 350 mg/kg, exceeds the intervention value.

– Example 2: Atrazin Data:

intemention value (standard soil) = 6 mg/kg measured concentration = 10 mg/kg measured %age clay = 10 measured %age organic matter = 20

Question: Doe's the measured concentration in this soil exceed the inter-vention value? Formula 2 can be used to calculate the intervention value for. atrazin for the soil concerned:





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1210206valueonInterventi =⋅=

This means that the concentration measured in the soil concerned, 10 mg/k, does not exceed the intervention value.

• Use of soil type correction Intervention and target values are corrected for type of soil by taking account of

the content of organic material and clay in the soil being investigated. Using the soil type correction formulae given, the appropriate intervention and target values can be calcu-lated for any soil type.

In the everyday world it is often the case that many soil samples containing many different contaminants require evaluation. It may be simpler to adjust the measured con-centrations to values appropriate for a standard soil (rather than adjusting the intervention and target values to allow for the properties of the soil being evaluated). The correction formulae can readily be modifíed in this way. The result of the assessment remains the same.





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APÉNDICE IV. PLAN NACIONAL DE

RECUPERACIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS





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Diagnóstico Con ocasión de la elaboración en 1 989 de¡l primer Plan Nacional de Residuos

Industriales, se puso de manifiesto la grave acumulación en el suelo de residuos peligro-sos que supone un elevado riesgo para la salud humana, los recursos hídricos, la calidad de la producción vegetal, etc., y por lo tanto con importantes repercusiones a nivel no sólo ambiental, sino sobre todo social y económico. Se considera que un espacio está contaminado cuando su calidad natural ha sido alterada por 1a presencia de componentes de carácter tóxico y peligroso de origen antrópico con el consiguiente desequilibrio en las funciones propias del propias suelo.

A partir de 1 991 el MOPTMA comenzó la realización de un primer Inventario de Espacios Contaminados que, abarcando todo el territorio, sirviese de aproximación ini-cial. El Inventario Nacional se bas6 en la identificación, bajo la experiencia de los países pioneros en este campo, de las actividades potencialmente contaminantes por generar residuos tóxicos y peligrosos y de los emplazamientos presuntamente contaminados por los mismos, así como en la caracterización en campo de un número determinado de ellos,'de cara a una primera diagnosis de la situación, respecto al tipo de contaminación existente a los aspectos sobre el medio hídrico, el uso del suelo, etc., a los sistemas de tratamiento evaluados técnica y económicamente, y a las necesidades de infraestructuras y programas de actuación a corto, medio y largo plazo.

El primer Inventario ha servido además, para demostrar la urgencia de seguir in-vestigando y caracterizando nuevos emplazamientos y, en esta línea, se ha procedido a su ampliación. La segunda fase iniciada en 1.994 durará dos años y tiene como objetivo identificar nuevos emplazamientos potencialmente contaminados y caracterizar otros 115 espacios contaminados ya identificados.

Actualmente, la Secretaría de Estado de Medio Ambiente tiene identificadas e in-ventariadas un total de 18.142 actividades industriales que por su tamaño (número de empleados y consumo energético), probabilidad de contaminar (tipo de actividad, siste-mas de transporte y almacenamiento) y toxicidad de las sustancias, son focos potenciales de generar espacios contaminados. Se han detectado asimismo un número de 4.532 em-plazamientos identificados como potencialmente contaminados por el tipo, concentración de contaminantes y potencial de dispersión de los mismos, el sistema biofísico y antrópi-co en el que se encuentra y por la vulnerabilidad que presentan estos medios.

Del total de emplazamientos identificados, 249 fueron sometidos a un proceso de caracterización en campo y posteriormente evaluados en función del daño y riesgo que presentaban para la salud pública, recursos naturales y el medio ambiente. El resultado se describe en el Cuadro siguiente.





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INVENTARIO NACIONAL DE ESPACIO CONTAMINADOS ACTIVIDADES INDUSTRIALES Y EMPLAZAMIENTOS POTENCIALMENTE CONTAMINADOS

COMUNIDAD AUTÓNOMA

ACTIVIDADES INDUSTRIALES

EMPLAZAMIENTOS INVENTARIADOS

EMPLAZAMIENTOS CARACTERIZADOS

Andalucía 1.396 618 631

Aragón 717 321 *

Asturias 394 153 12

Baleares 303 12 2

Canarias 396 222 9

Cantabria 238 77 5

Castilla y León 811 399 21

Castilla-La Mancha 287 397 11

Cataluña 4.913 577 40

Valencia 2.330 307 32

Extremadura 183 29 4

Galicia 860 524 19

Madrid 2.277 222 16

Murcia 469 73 8

Navarra 334 23 6

País vasco 2.59 539 30

La Rioja 153 34 3

Ceuta-Melilla 22 5 1

Total 18.142 4.532 249

* En Aragón no se caracterizaron emplazamientos por tenerlos identificados en el estudio de “Localización, caracterización y análisis de riesgos de espacios contaminadis por residuos industriales en Aragón y elabora-ción de un plan de restauración de los mismos”, realizado por el Dpto. de ordenación Territorial, Obras Públi-cas y Transportes de la DG de Medio Ambiente

Los datos recabados sobre los 249 emplazamientos caracterizados indican que: • La práctica totalidad de los emplazamientos no cumplen las exigencias lega-

les, siendo el acceso libre en el 59% de los mismos. • El 27% de los emplazamientos se sitúa en suelo urbano, el 26% en suelo no

urbanizable, el 21 % en suelo no urbanizaba protegido, el 14,5% en suelo sin planeamiento y el 11,6% en suelo urbanizaba programado, estando la mayoría (27 %) muy próximos a cascos urbanos (menos de 100 m) e incluso dentro de ellos, y tan solo el 1 7% a más de 2 Km.





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• El riesgo de contaminación de las aguas subterráneas es alto en el 60% de los emplazamientos, ya que se sitúan en terrenos de permeabilidad media o alta. En cuanto al grado de afección de las aguas superficiales, puede estimarse igualmente alto ya que casi el 50% de los mismos se encuentran a menos de 50 m. del cauce.

• En cuanto a los contaminantes analizados en suelos mayoritariamente figuran metales pesados, aceites minerales, hidrocarburos, particularmente los aromá-ticos (BTEX) y fenoles, y algunos muy tóxicos como el HCH, DDT, PCB's, arsénico y mercurio.

Del total de los emplazamientos estudiados y caracterizados, 61 se consideran de prioridad alta por la grave afección a las aguas subterráneas, su inminente reclasificación urbanística, la especial peligrosidad de los contaminantes presentes en ellos, su proximi-dad a cascos urbanos o por tratarse de zonas de Dominio Público Hidráulico o de Servi-dumbre Hidráulica.

En 85 emplazamientos no se evidencian graves daños ambientales por lo que pueden contemplarse como emplazamientos a recuperar a medio plazo. Siempre que el nivel de riesgo conceda un margen suficiente de tiempo,'en estos emplazamientos podrán realizarse, en cualquier caso, investigaciones más detalladas tanto de la afección me-dioambiental que originan como de la técnica a emplear, pudiendo realizarse experiencias piloto para confirmar la mejor técnica de restauración.

Los 128 espacios restantes precisan de medidas de saneamiento y recuperación a largo plazo, sin requerir de actuaciones a realizar de forma inmediata, pero exigen se precisará de un programa de vigilancia y control para detectar a tiempo cualquier cambio en el nivel de riesgo, bien sea por un incremento de la contaminación, afección de otros medios o por un cambio en los usos del suelo o del agua afectada.

Teniendo en cuenta los datos adicionales aportados por las Comunidades Autó-nomas se ha avanzado de forma conjunta hacia el esquema de actuaciones a desarrollar y su calendario, de acuerdo con el Cuadro siguiente.





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ACTUACIONES A DESARROLLAR SOBRE ESPACIOS CONTAMINADOS A PARTIR DEL INVENTARIO NACIONAL Y DE LAS PROPUESTAS DE LAS COMUNIDADES AUTÓNOMAS

EMPLAZAMIENTOS EN LOS QUE SE PROPONEN ACTUACIONES COMUNIDAD AUTÓNOMA CORTO PLAZO MEDIO PLAZO LARGO PLAZO TOTAL

Andalucía1 6 8 16 30

Aragón2 6 7 15 28

Asturias 0 4 8 12

Baleares 1 0 1 2

Canarias 2 4 3 9

Cantabria 0 1 4 5

Castilla-León 5 4 12 21

Castilla-La Mancha3 1 5 3 9

Cataluña 7 17 16 40

Extremadura 0 1 3 4

Galicia 4 3 12 19

Madrid4 4 4 6 14

Murcia 5 3 2 10

Navarra 2 1 3 6

País Vasco 13 13 4 30

La Rioja 0 0 3 3

Valencia 5 10 17 32

Total 61 85 128 274

1 Incluido Ceuta y Melilla. En uno de los emplazamientos caracterizados en esta Comunidad no se proponen actuaciones al considerarse que debe realizarse una investigación más detallada.

2. Actuaciones prioritarias para acometer a corto plazo propuestas por la DGA en el Plan de Restauración de Espacios Contaminados

3. En todos los espacios caracterizados en esta Comunidad no se proponen actuaciones al considerarse que debe realizarse una investigación más detallada

4. En dos de los emplazamientos caracterizados en esta comunidad no se proponen actuaciones al considerar-se que debe realizarse una investigación más detallada





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Objetivos y líneas de actuación del plan nacional de recuperación de suelos contaminados

La protección del suelo es un objetivo ambiental prioritario. La gravedad de los problemas de contaminación acumulada en el pasado, y que sigue incrementándose en la actualidad, obliga a actuar de forma muy urgente. La acción pública no anula, en ningún caso, la responsabilidad de quienes causaron o causan la situación actual; por lo tanto, deben emprenderse cuantas iniciativas legales procedan, como de hecho ya se ha llevado a cabo en algunos emplazamientos gravemente contaminados.

OBJETIVOS Y PRINCIPALES LÍNEAS DE ACTUACIÓN DEL PLAN NACIONAL DE RECUPERACIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS 1995-2005

OBJETIVOS PRIORITARIOS PRINCIPALES LÍNEAS DE ACTUACIÓN

Prevención de la contaminación del suelo

Podas las incluidas en el Programa de Prevención del Plan Nacional de Residuos Peligrosos.

Nuevos análisis que permitan prever la potencialidad de contaminación de suelos por actividades o uso de determinadas sustancias.

Aprobación de normativa específica adecuada.

Apoyo a la I+D dirigida a la caracterización de suelos.

Saneamiento y recuperación de los suelos contaminados

Avance sistemático en la identificación y caracteriza-ción de suelos contaminados.

Definición y desarrollo de las actuaciones de recupera-ción y saneamiento.

Control y vigilancia de los emplazamientos identifica-dos hasta su saneamiento.

Iniciativas en el marco de la legislación vigente contra los responsables de la contaminación del suelo.

En el Cuadro anterior se describen los objetivos y principales líneas de actuación

del presente Plan. Como puede apreciarse, buena parte de las medidas preventivas nece-sarias para evitar la ulterior degradación del suelo, están ya incorporadas en el Plan Na-cional de Residuos Peligrosos. El escenario temporal de ambos Planes es diferente, debi-do a la cadencia previsible de las actuaciones a acometer, ya que se requerirá un dilatado período de estudios de caracterización y de análisis de las soluciones más idóneas en cada caso. Partiendo del actual nivel de conocimiento, puede fijarse, para el año 2005, un ob-jetivo de caracterización de otros 1.650 emplazamientos (con lo que se alcanzaría casi la mitad de los suelos inventariados), y la recuperación de 275 suelos contaminados, dando prioridad a los 61 emplazamientos ya identificados como los de mayor riesgo del orden de 38 millones de m3 de suelo y más de 9 misiones de -m3 de aguas subterráneas. Para ello, resulta imprescindible -además del esfuerzo financiero descrito en los Cuadros ela-





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borar normas específicas, hoy día inexistentes a nivel estatal, que en particular establez-can:

• estándares de calidad de los duelos según los usos. • la transposición de la Directiva comunitaria sobre vertederos, con las instruc-

ciones técnicas complementarias precisas. • elaboración de instrucciones técnicas complementarias sobre la toma de mues-

tras, los análisis de laboratorio y los procedimientos de investigación. La Sociedad Estatal EMGRISA actuará facilitando el asesoramiento y la realiza-

ción de los proyectos concretos, así como en apoyo de la normativa necesaria y de la con-cienciaci6n ciudadana en esta materia, mediante la publicación de guías metodol6gicas para el análisis de la contaminación del suelo y de su incidencia ambiental.

La recuperación de suelos implicará un paulativo aumento de las necesidades de infraestructuras aptas -en particular en cuanto a depósitos de seguridad- que'deberá irse incorporando a las previsiones ya contenidas en el Plan Nacional de Residuos Peligrosos.

La financiación del plan nacional de recuperación de suelos contaminados

Las inversiones necesarias para la consecución de los objetivos de este Plan as-cienden, para el período 1 9952005, a 1 32.000 Millones de Pesetas. La Secretaría de Estado de Medio Ambiente aportará -con cargo a sus presupuestos o canalizando recursos del Fondo de Cohesión a proyectos de las Comunidades Autónomas-'el 50% de dicho importe, co-financiando el coste de los estudios y obras necesarias para la recuperación de los suelos. Las Comunidades Autónomas garantizarán la titularidad pública de los terrenos y aportarán el resto de los recursos precisos, pudiéndose resarcir las Administra-ciones de los gastos en que incurran si se consiguen ingresos derivados de eventuales acciones legales de los responsables de la contaminación del suelo o de la revalorización de los terrenos, una vez rehabilitados. Cualquier plusvalía debe en cualquier caso revertir al erario público, y, en la medida de lo posible, constituir recursos adicionales para seguir actuando en los suelos contaminados.

El Cuadro que sigue se distribuyen los recursos necesarios de acuerdo con los cuatro programas principales de actuación (identificación y caracterización, elaboración de proyectos, ejecución de los proyectos y planes de seguimiento y control). Las cuantías corresponden al conjunto de la Administración autonómica y central, de acuerdo con el criterio de cofinanciaci6n ya comentado.





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RECURSOS DE LA SECRETARÍA DE ESTADO DE MEDIO AMBIENTE Y DE LOS FONDOS DE COHESIÓN. PLAN NACIONAL DE SUELOS CONTAMINADOS

SUBPROGRAMAS 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 TOTAL

Identificación y caracterización

110 110 110 110 110 110 110 110 110 110 110 1210

Proyecto de recuperación

500 500 500 500 500 500 500 500 500 500 500 5500

Ejecución del proyecto

930 4190 2590 1540 1490 1410 8960 8960 8960 8960 9064 57054

Plan de segui-miento y control

- 100 150 200 250 330 330 330 330 330 330 2680

Total 1540 4900 3350 2350 2350 2350 9900 9900 9900 9900 10004 66444

PLAN NACIONAL DE RECUPERACIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS RECURSOS DE LA SECRETARÍA DE ESTADO DE MEDIO AMBIENTE Y DEL FONDO DE

COHESIÓN POR COMUNIDADES AUTÓNOMAS

COMUNIDADES AUTÓNOMAS 1995 1996 1997 1998 1999 2000 TOTAL

1995-2000 TOTAL

1995-2005

Andalucía 22 450 260 200 220 220 1372 19959

Aragón 503 400 250 200 240 260 1853 3550

Asturias 120 150 180 150 - - 600 876

Baleares - 25 80 - - - 105 105

Canarias - 50 100 80 80 80 390 2238

Cantabria - 50 80 80 - - 210 739

Castilla-La Mancha 20 100 10 - - - 130 130

Castilla-león 163 163 275 160 225 250 1236 1822

Cataluña 100 727 350 300 272 300 5052 10707

Extremadura 20 85 190 - - - 295 335

Galicia 50 200 150 150 150 230 930 1780

La Rioja 40 50 115 - - - 205 205

Madrid 50 690 320 250 250 300 1860 3131

Murcia 20 300 250 180 200 200 1150 4800

Navarra 100 150 100 100 100 75 625 625

País Vasco 300 500 300 250 400 435 2185 12950

Valencia 32 810 340 250 210 - 1642 2492

Total 1540 4900 3350 2350 2350 2350 18840 66444





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En el cuadro anterior se realiza una aproximación tentativa a la distribución terri-torial de las cuantías con cargo a los presupuestos de la Secretaría de Estado de Medio Ambiente o procedentes de los Fondos de Cohesión para proyectos de las Comunidades Autónomas. Dicha distribución tiene en cuenta la caracterización de suelos hasta ahora realizada y contrastada con las Comunidades Autónomas, así como las posibilidades con-cretas de actuar, acordadas con éstas. Pero, a partir de 1 996, la distribución inicial debe considerarse como una estimación de la intensidad del problema en cada ámbito territo-rial y por lo tanto la asignación de recursos deberá revisarse, al menos cada dos años, a la vista de las posibilidades efectivas de actuar y de los nuevos conocimientos, sobre la ma-teria en general, y sobre los nuevos emplazamientos, que en su caso se identifiquen.





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APÉNDICE V TÍTULO V DE LA LEY 1071998

DE RESIDUOS





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Título V

Suelos contaminados

Artículo 27. Declaración de suelos contaminados. 1. Las Comunidades Autónomas declararán, delimitarán y harán un inventario de

los suelos contaminados debido a la presencia de componentes de carácter peligroso de origen humano, evaluando los riesgos para la salud humana o el medio ambiente, de acuerdo con los criterios y estándares que, en función de la naturaleza de los suelos y de los usos, se determinen por el Gobierno previa consulta a la Comunidades Autónomas.

A partir del inventario, las Comunidades Autónomas elaborarán una lista de prio-ridades de actuación, en atención al riesgo que suponga la contaminación del suelo para la salud humana y el medio ambiente.

Igualmente, las Comunidades Autónomas, declararán .que un suelo ha dejado de estar contaminado tras la comprobación de que se han realizado de forma adecuada las operaciones de limpieza y recuperación del mismo.

2. La declaración de un suelo corro contaminado obligará a realizarlas actuacio-nes necesarias para proceder a su limpieza y recuperación, en la forma y plazos en que determinen las respectivas Comunidades Autónomas.

Estarán obligados a realizar las operaciones de limpieza y recuperación reguladas en el párrafo anterior previo requerimiento de las Comunidades Autónomas, los causantes de la contaminación que cuando sean varios responderán de estas obligaciones de forma solidaria y, subsidiariamente, por este orden los poseedores de los suelos contaminados y los propietarios no poseedores, todo ello sin perjuicio de lo establecido en el artículo 36.3

En todo caso, si las operaciones de limpieza y recuperación de suelos contamina-dos fueran a realizarse con financiación publicar sólo se podrán recibir ayudas previo compromiso de que las posibles plusvalías que adquieran los suelos revertirán en la cuan-tía subvencionada en favor de la Administración pública que haya financiado las citadas ayudas.

3. La decoración de un suelo corno contaminado podrá ser objeto de nota margi-nal en el Registro de la Propiedad, a iniciativa de la respectiva Comunidad Autónoma. Esta nota marginal se cancelará cuando la Comunidad Autónoma correspondiente declare que el suelo ha dejado de tener tal consideración.

4. El Gobierno aprobará y publicará una lista de actividades potencialmente con-taminantes de suelos los propietarios de las fincas en las que se hayan realizado alguna de estas actividades estarán obligados, con motivo de su transmisión, a declararlo en escritu-ra pública. Este hecho será objeto de nota marginal en el, Registro de la Propiedad.

Los titulares de estas actividades deberán remitir periódicamente a la Comunidad Autónoma correspondiente informes de situación, en los que figuren los datos relativos a los criterios que sirvan de base para la declaración de suelos contaminados de acuerdo con el apartado 1.





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Las Comunidades Autónomas establecerán los criterios qué permitan definir la periodicidad para la elaboración de los informes de situación del suelo.

5. La transmisión del título del que trae su causa la posesión, o el mero abandono de la posesión, no eximen de as obligaciones prevista en este Título.

6. Lo establecido en este Título no será de aplicación al acreedor que en ejecu-ción forzosa de su crédito devenga propietario de un suelo contaminado, siempre que lo enajene en el plazo de un año a partir de la fecha en la que se accedió a la propiedad

Artículo 28. Reparación en vía convencional de los daños al medio ambiente por suelos contaminados.

Las actuaciones para proceder a la limpieza y recuperación de los suelos declara-dos como contaminados podrán llevarse a cabo mediante acuerdos voluntarios suscritos entré los obligados a realizar dichas operaciones y autorizados por las Comunidades Au-tónomas o mediante convenios de colaboración entre aquéllos y las Administraciones públicas competentes. En todo caso, los costes de limpieza y recuperación de los suelos contaminados correrán a cargo del obligado en cada caso, a realizar dichas operaciones.

Los convenios de colaboración podrán concretar incentivos económicos que pue-dan servir de ayuda para financiar los costes de limpieza y recuperación de suelos conta-minados.





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EVALUACIÓN DE RIESGOS





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Introducción En primer lugar, es necesario desterrar la idea errónea de que los compuestos

químicos son de forma inherente peligrosos a cualquier nivel y que los espacios contami-nados constituyen siempre una grave amenaza para la salud. En cada caso es necesario identificar los peligros de los contaminantes existentes y establecer los riesgos de un es-pacio contaminado.

Los peligros de los contaminantes se basan en sus características, tales como la toxicidad, la inflamabilidad, la reactividad, así como la movilidad y la persistencia. Los peligros son cuantificables, como medida de la capacidad de un material para inducir un efecto adverso particular. Por ello, son parámetros cuyos valores están recogidos en do-cumentos de referencia sobre química y toxicología.

Sin embargo, el riesgo es la probabilidad de que se manifiesten efectos adversos, debidos a la interacción de los contaminantes presentes en un espacio contaminado con el hombre y/o el medio ambiente. Los riesgos son específicos del emplazamiento.

Generalmente a nivel científico se entiende que los valores de riesgo están entre cero (el suceso no ocurrirá) y uno (el suceso ocurrirá). Sin embargo, en el caso de los espacios contaminados, numerosos factores obligan a que la evaluación del riesgo sea más cualitativa y se utilicen términos como alto riesgo y bajo riesgo

Con el fin de evaluar los riesgos se combinan las características peligrosas de los contaminantes con las circunstancias específicas en las que se encuentran en un espacio contaminado. Por ejemplo, el riesgo o la probabilidad de muerte, como consecuencia de una exposición dada a un contaminante particular, depende de la dosis recibida, el peso y la salud del individuo expuesto, la vía de exposición y otros factores.

Es necesario evaluar todos los factores del emplazamiento que contribuyen a, o en algunos casos reducen, la probabilidad de efectos adversos para el hombre o el medio ambiente. La aparición de tales efectos adversos requiere la presencia simultánea de los siguientes elementos:

• Una fuente de contaminantes móviles en una forma tóxica y accesible para los seres vivos. En este sentido, son importantes las características de los conta-minantes, tales como su estado físico, solubilidad en agua, presión de vapor, potencial de bioconcentración y biodegradabilidad.

• Una forma de exposición en el propio emplazamiento o en su entorno. En este segundo caso se requiere un mecanismo capaz de transportar los contaminan-tes hasta los receptores potenciales. Las rutas de transporte comúnmente con-sideradas son: aire, agua superficial y agua subterránea.

• Un receptor sensible dentro de los límites del rango efectivo del mecanismo de transporte. Factores importantes que inciden en este aspecto son la densidad de población, el uso del suelo y del agua y la distancia entre la fuente de con-taminantes y los receptores.





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Definición Se denomina evaluación de riesgos al conjunto de actividades multidisciplinares,

mediante las cuales se pretende conocer la potencial o actual migración de contaminantes de un espacio contaminado y sus efectos sobre la salud pública y el medio ambiente. Las principales conclusiones deben reflejar la opinión del equipo de trabajo sobre la magnitud de la amenaza para la salud pública planteada por el espacio contaminado, pero también pueden aportarse recomendaciones sobre acciones urgentes para proteger la salud en el entorno del mismo. Por ejemplo, se puede recomendar la búsqueda de un suministro al-ternativo de agua para una comunidad afectada por la contaminación de las aguas.

Un objetivo importante de la evaluación de riesgos es identificar el nivel al cual los efectos del espacio contaminado se hacen aceptables para las poblaciones humanas, animales y vegetales actuales y futuras. Así pues, la evaluación de riesgos es un compo-nente principal del estudio de un espacio contaminado, ya que permite delimitar los as-pectos del mismo que requieren actuación y el nivel de actuación necesario. Así mismo, permite comparar la eficacia y aplicabilidad de las distintas medidas correctoras y es la base para el seguimiento posterior de los resultados obtenidos con las medidas implanta-das.

Por otra parte, la evaluación de riesgos permite establecer prioridades al desarro-llar un programa de actuación sobre espacios contaminados a nivel nacional o regional.

La evaluación de riesgos parte siempre de los datos obtenidos en las actividades de identificación y caracterización, pero el desarrollo de una evaluación de riesgos es un proceso dinámico y, en muchos casos, la evaluación de riesgos provee la definición y dirección de la caracterización. Por ejemplo, se puede concluir la necesidad de un mues-treo adicional, para caracterizar la naturaleza y extensión de la contaminación en un me-dio particular. Por ello, es crítico que la evaluación cualitativa de riesgos se efectúe antes o al mismo tiempo que la planificación y desarrollo de la investigación de campo, con el fin de evitar la recogida de datos de campo irrelevantes o superfluos y garantizar la ob-tención de los datos requeridos.

Es necesario tener en cuenta que las evaluaciones y recomendaciones se basan necesariamente en los datos obtenidos en la caracterización, que son de una precisión y exactitud indeterminadas. Además, en la evaluación de riesgos se deben plantear hipótesis con respecto a la identidad, concentración y distribución de los contaminantes en el em-plazamiento y sobre los tipos y tasas de exposición a que están sometidas las poblaciones en el emplazamiento y su entorno. La extrapolación de los efectos tóxicos observados en animales de experimentación a los efectos en el hombre y otros animales también se basa en suposiciones.

La práctica habitual en el desarrollo de las evaluaciones de riesgos es que el equi-po investigador utilice las hipótesis más conservadoras, lo cual supone en muchos casos que las incertidumbres sean magnificadas. Pero, este planteamiento es válido para consi-derar el peor escenario y frecuentemente no existe un método para estimar la precisión de los datos o decidir cual sería el escenario más probable. Así pues, cuando parezca que estudios ulteriores no vayan a aportar más información útil o con suficiente precisión, se podrían considerar las condiciones del peor escenario.





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Descripción de la metodología Una evaluación de riesgos puede plantearse en dos niveles: cualitativo y cuantita-

tivo. Cuando este segundo nivel es necesario, se efectúa en base a las conclusiones del primero.

La Tabla 1 muestra las actividades que puede incluir la evaluación de riesgos, que se describen a continuación.

TABLA 1. ACTIVIDADES QUE INCLUYE LA EVALUACIÓN DE RIESGOS

• Evaluación cualitativa de los riesgos – Evaluación de la fuente

residuos y contaminantes medio físico

– Evaluación de los mecanismos de transporte y las formas de exposición – Evaluación de los receptores – Formulación de escenarios de exposición y evaluación de las implicaciones

• Evaluación cuantitativa de los riesgos – Evaluación de la fuente

selección de contaminantes indicadores estimación de la tasa de lixiviación de contaminantes estimación del volumen de residuos y suelos contaminados y de

las concentraciones de contaminantes – Estimación de las tasas de liberación, transporte y dilución de contaminan-

tes – Estimación de las tasas de exposición y captura

estimación de la concentración de contaminantes presentes en las vías de exposición

comparación con requerimientos o niveles de calidad estándar estimación de la dosis (subcrónica o crónica)

– Evaluación dosis-respuesta dosis aceptable factor de carcinogenicidad

– Cuantificación de los riesgos

Evaluación cualitativa En la evaluación de riesgos cualitativa se tienen en cuenta todos los aspectos bá-

sicos del espacio contaminado y el análisis determina si los contaminantes presentes en el emplazamiento pueden ser transportados fuera de él. Para ello, se identifican las vías de transporte disponibles y se determina si algún receptor humano, animal o vegetal puede ser alcanzado por los contaminantes. Además se define un conjunto de escenarios de





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transporte y exposición, prediciendo la naturaleza y extensión territorial de los efectos de los contaminantes.

La evaluación cualitativa establece las razones por las que ciertos contaminantes, vías de transporte, o receptores no serán considerados en una evaluación más profunda. También puede recomendar que una fuente o ruta de transporte particular sea saneada sin recurrir al análisis detallado en una evaluación cuantitativa de riesgos.

Por otra parte, la evaluación cualitativa permite formular los requerimientos de información y los objetivos de subsiguientes investigaciones de campo.

Evaluación de la fuente

Para proceder a una evaluación de riesgos se requiere información sobre el em-plazamiento: los contaminantes presentes y las características físicas, geológicas y usos del suelo del emplazamiento y su entorno. En las Tablas 2 y 3 se listan los aspectos que debe contemplar la información necesaria.

En la evaluación de la fuente de riesgo se consideran tres atributos de los conta-minantes:

• Características químicas, físicas y toxicológicas • Características que les permiten interaccionar con el medio de transporte • Potencial para inducir efectos tóxicos en el hombre y los animales

TABLA 2. INFORMACIÓN NECESARIA PARA LA EVALUACIÓN DE RIESGOS

• Residuos y contaminantes – Procesos que generaron los residuos o contaminantes – Volumen y constituyentes peligrosos principales de los residuos – Propiedades de los contaminantes (véase Tabla 3)

• Medio físico – Restricciones en el acceso – Clima: precipitaciones, vientos dominantes – Geología: estratos y formaciones, capaces de confinar los contaminantes – Tipo y profundidad del suelo – Extensión de la cubierta vegetal – Profundidad del nivel freático en las distintas estaciones – Velocidad y dirección del flujo de aguas subterráneas – Localización de las aguas superficiales próximas – Usos de las aguas superficiales y subterráneas en la zona – Usos del suelo actuales y previstos

residencial agrícola recreativo, parques comercial industrial

– Poblaciones humanas y animales en la zona poblaciones sensibles (colegios, hospitales, residencias de ancianos) especies protegidas y utilizadas (caza, pesca, ganadería)





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TABLA 3. INFORMACIÓN NECESARIA SOBRE LAS CARACTERÍSTICAS DE LOS CONTAMINANTES

• Movilidad – Estado físico – Solubilidad en agua – Presión de vapor – Coeficiente de partición entre octanol y agua – Coeficiente de adsorción en el suelo – Constante de disociación

• Persistencia – Bio-acumulación – Hidrólisis – Biodegradabilidad – Fotodegradabilidad – Reactividad

• Peligrosidad – Reactividad – Toxicidad – Carcinogenicidad – Mutagenicidad – Teratogenicidad – Explosividad – Inflamabilidad – Corrosividad

El objetivo de la evaluación de la fuente es identificar un conjunto de compuestos que sean a la vez móviles y tóxicos, los cuales serán el objeto de la evaluación de riesgos y servirán de indicadores en el programa de muestreo y análisis de la caracterización.

Una vez que se han identificado los contaminantes presentes en la fuente, se eva-lúan las propiedades físicas y químicas que afectan a su transporte y su conducta (distri-bución entre los distintos medios: suelo, agua y aire) en el entorno.

Existen numerosos libros de consulta que contienen recopilaciones de las propie-dades físico-químicas de la mayoría de los compuestos químicos que se pueden encontrar en los espacios contaminados, pero en algunos casos no existen datos y es necesario obte-nerlos en el laboratorio.

La identificación de los peligros de cada contaminante, requiere una evaluación cuidadosa de los efectos adversos sobre la salud en el hombre y los animales. Esto inclu-ye la recogida, organización y evaluación de la mejor información toxicológica disponi-ble, siendo necesario habitualmente desarrollar un perfil, listando los efectos tóxicos agu-dos y crónicos y los datos sobre carcinogenicidad y mutagenicidad. Con estos perfiles se comparan los compuestos con respecto a su potencia y rango de efectos tóxicos y se listan en orden decreciente de toxicidad. Cada contaminante se categoriza con respecto a su





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DL-50 aguda y crónica (la dosis a la que el 50 % de la población de ensayo es afectada) y su potencia como carcinógeno, si es aplicable. Esta lista, que se utiliza junto a la informa-ción sobre movilidad y persistencia, sirve como base para elegir los contaminantes espe-cíficos a incluir en los programas de muestreo y análisis y en la formulación de escena-rios.

Fuentes amplias de información básica sobre las propiedades tóxicas de los com-puestos químicos son "Registry of Toxic Effects of Chemical Substances" y “Pocket Gui-de to Chemical Hazards” (se puede consultar en internet en www.cdc.gov/niosh/), prepa-rados por el National Institute of Occupational Safety and Health de E.E.U.U, la base de datos “HazDat” de la Environmental Protection Agency de E.E.U.U (se puede consultar en www.atsdr.cdc.gov/). Información adicional sobre los efectos tóxicos y el comporta-miento en el medio ambiente de las substancias químicas se puede encontrar en la litera-tura científica, "abstracts" y bases de datos.

Aunque las mejores fuentes de información toxicológica son los resultados de los estudios clínicos y epidemiológicos en hombres, lo más frecuente es que la mayoría de los datos disponibles procedan de experimentos en animales. Los datos de estos ensayos son más fiables, si se pueden repetir en varias condiciones de experimentación y si los animales utilizados absorben, metabolizan y excretan el compuesto químico ensayado de la misma forma que el hombre.

Existen numerosos medios por los que se evalúan y extrapolan al hombre los da-tos toxicológicos, especialmente los datos sobre potencia carcinogénica. Los diferentes métodos pueden producir resultados que son diferentes en orden de magnitud, dado que se basan en consideraciones teóricas. Ningún método individual es aplicable universal-mente, ni ha demostrado ser exacto usando modelos animales o datos epidemiológicos, por lo que no se debe considerar un perfil toxicológico individual únicamente. Se debe discutir el rango de valores generado por las diferentes técnicas, cuando se describe el grado de incertidumbre inherente a toda evaluación de riesgos.

Evaluación de los mecanismos de transporte y las formas de exposición

La exposición de los receptores a los contaminantes puede tener lugar en el pro-pio emplazamiento (on-site) o en su entorno (off-site). La exposición en el entorno re-quiere un mecanismo de transporte de los contaminantes y es generalmente más preocu-pante, porque hay más oportunidades de que se produzca en el caso del hombre, dado que el acceso a los emplazamientos puede estar limitado. Además, la contaminación de la cadena alimentaria suele estar asociada con contaminantes que han migrado al entorno del emplazamiento.

Los mecanismos de transporte de contaminantes y las formas de exposición se evalúan para identificar aquellos que dan lugar a la interacción de los contaminantes con los receptores. Los aspectos a contemplar se listan en la Tabla 2. Así, por ejemplo, cuan-do se desarrolla una evaluación de riesgos cualitativa, es importante determinar si las aguas subterráneas funcionan como un mecanismo de transporte activo de contaminantes. Esto se hace revisando la información hidrogeológica disponible y obteniendo informa-ción suplementaria a través de investigaciones de campo.

No se debe olvidar que el destino de los contaminantes no se basa solo en un me-ro movimiento de materiales, sino que se ve influenciado por numerosos procesos físicos,





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químicos y biológicos. Volatilización, sorción, fotólisis, hidrólisis, oxidación, reducción, biodegradación y bioacumulación, son procesos que han de ser considerados también en la evaluación.

La evaluación de los mecanismos de transporte y transformación que rigen el des-tino de los contaminantes incluye en primer lugar el planteamiento de preguntas genéricas y modelos conceptuales, que pueden ayudar a tamizar la lista de dichos mecanismos. Por ejemplo, si la superficie de un espacio contaminado está cubierta con 7 cm de asfalto, el mecanismo de la erosión del viento y la migración de polvo puede excluirse de ulteriores consideraciones. Al contrario, si la información disponible indica que los suelos son al-tamente permeables y si el fondo del vertedero está situado bajo el nivel freático, se pue-de deducir que las aguas subterráneas pueden funcionar como mecanismo de transporte de contaminantes. Pero en las condiciones reales es frecuente que no se de una situación tan simple, sin factores confusos.

Hecho esto, se debe determinar la presencia de contaminantes en el entorno del emplazamiento, con el fin de verificar los mecanismos que pueden constituir una vía de exposición potencial. Por ejemplo, el planteamiento obvio y corriente, para determinar si las aguas subterráneas son un mecanismo activo de transporte, es verificar la presencia de contaminantes en pozos de captación o de control situados aguas abajo hidráulicamente del espacio contaminado. Si se encuentran concentraciones detectables de contaminantes, que no están presentes aguas arriba, se puede concluir que las aguas subterráneas funcio-nan como mecanismo de transporte.

Finalmente es necesario evaluar las formas de exposición que pueden tener lugar, contemplando:

• Inhalación de partículas de suelo contaminado o residuos, así como vapores de contaminantes

• Ingestión de suelo contaminado o residuos • Ingestión de alimentos animales o vegetales contaminados • Ingestión de agua contaminada • Absorción de contaminantes a través de la piel por contacto directo con resi-

duos, suelo contaminado o agua contaminada

Evaluación de los receptores

Un receptor es cualquier persona, población animal, o recurso natural o económi-co que se encuentre dentro del área afectada por el transporte de contaminantes de un espacio contaminado. El objetivo en una evaluación de receptores es identificar los usos del suelo y los recursos próximos al emplazamiento que podrían ser afectados por la ex-posición a los contaminantes. La evaluación considera los receptores presentes y futuros.

La base para la evaluación de receptores es un revisión crítica de los usos del sue-lo actuales y propuestos, junto con otra serie de aspectos recogidos en la Tabla 2. Las oficinas municipales de planeamiento urbanístico pueden aportar información sobre la clasificación de usos del suelo y las tendencias de la población.

Las características demográficas y culturales pueden ser importantes para deter-minar los segmentos de la población que están expuestos potencialmente a los contami-nantes. El potencial de exposición puede estar influenciado por la proximidad al empla-





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zamiento, las actividades diarias y el estilo de vida. Por ejemplo, si se produce contami-nación de aguas usadas para la pesca y los peces resultan contaminados (contaminantes como los PCB o los metales pesados se acumulan en los peces), las personas que pescan y sus familias pueden constituir la población con el mayor potencial de exposición. Ade-más, ciertas poblaciones sensibles, como los niños, las mujeres embarazadas (y sus fetos), los ancianos, y los enfermos de hígado, riñón o pulmón, podrían necesitar una considera-ción aparte.

La probabilidad del acceso al emplazamiento depende de su uso y de la existencia de vallas u otras barreras que lo impidan.

Los diferentes usos del suelo se consideran separadamente, puesto que la pobla-ción utiliza cada uno de ellos con diferentes niveles de intensidad. Por ejemplo, un espa-cio contaminado que será utilizado en el futuro como suelo industrial, no requiere el mismo nivel de saneamiento que una zona de juegos para niños en edad preescolar. Otra cuestión es si el uso presente del emplazamiento es probable que cambie.

También hay que considerar la probabilidad de contacto con la matriz contamina-da. Por ejemplo, si el suelo contaminado está cubierto por una tupida capa de hierba o por asfalto, la exposición humana no es probable.

Formulación de escenarios de exposición y evaluación de las implicaciones

La evaluación cualitativa de riesgos considera independientemente la fuente, las rutas de transporte y los receptores y después los combina para formar escenarios especí-ficos de exposición. Estos componentes son revisados y evaluados en combinación, de forma que los escenarios "incompletos", es decir, que carecen de alguno de los compo-nentes necesarios: fuente, mecanismo de transporte/forma de exposición y receptores ("incompletos"), se exceptúan de una ulterior consideración, dado que no manifiestan un potencial de presentar efectos adversos.

Por ejemplo, el caso de compuestos químicos tóxicos que se fijan fuertemente a las partículas del suelo, o que se degradan demasiado rápidamente, para ser capaces de movilizarse en concentraciones tóxicas, y así no pueden constituir un riesgo substancial para las poblaciones cercanas. En estos casos, la fuente está presente, pero el mecanismo de transporte no puede suministrar el contaminante tóxico a los receptores.

Otro ejemplo de escenario de exposición con pequeña probabilidad, o riesgo, de presentar daños, es el caso de un compuesto tóxico que puede ser liberado de un empla-zamiento, pero no existen poblaciones humanas o animales en las zonas donde están pre-sentes niveles tóxicos del contaminante.

Los escenarios en los que las poblaciones humanas o animales pueden resultar expuestas a contaminantes tóxicos se consideran "completos". Para ellos se plantea un conjunto de contaminantes de los seleccionados como indicadores, para cada mecanismo de transporte y exposición identificado y se realiza un análisis de los efectos potenciales sobre los receptores. Esto se hace, comparando la exposición estimada con la información toxicológica existente. También pueden utilizarse datos de registros y estudios estadísti-cos relacionados con la salud de la comunidad afectada, tales como registros médicos, datos de mortalidad, registros de tumores y enfermedades, estadísticas de nacimientos,





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etc., para determinar si han aparecido problemas de salud y si puede existir una correla-ción entre ellos y la exposición a los contaminantes.

Evaluación cuantitativa Los escenarios planteados en la evaluación cualitativa que presentan un potencial

de tener lugar, se pueden someter a una evaluación cuantitativa. A diferencia de la eva-luación cualitativa, que es descriptiva, la evaluación cuantitativa estima el grado del efec-to adverso debido a la contaminación. Es una herramienta para calcular un valor numéri-co para los riesgos actuales y futuros asociados a la exposición a los contaminantes.

Generalmente, para desarrollar la evaluación cuantitativa, es necesario obtener más datos sobre los distintos contaminantes en los diferentes medios de transporte y la exposición a ellos de los receptores potenciales, mediante una investigación de campo complementaria. En la mayoría de los casos el presupuesto para una evaluación de ries-gos hace impracticable un estudio tan detallado como sería necesario. Además en muchos casos los contaminantes presentes en el emplazamiento no han sido transportados hasta los receptores todavía. Así pues, muchas evaluaciones de riesgos cuantitativas se basan en el planteamiento de hipótesis y en la aplicación de estimaciones y modelos predictivos, en base a la información disponible sobre el transporte, destino y efectos tóxicos de los con-taminantes. Las hipótesis se establecen para reflejar las condiciones del caso peor, de forma que si son erróneas, las conclusiones estén del lado de la seguridad.

Para evitar la magnificación de errores en la utilización de hipótesis del peor ca-so, cada una de ellas ha de ser valorada con tanta información específica del emplaza-miento como sea posible. Por ejemplo, una hipótesis estándar es con respecto a la exposi-ción por contacto directo podría ser que un niño jugará en un lugar 2 días cada semana durante 1 hora cada día y que, a través de la actividad "manos-a-boca", ingerirá un total de 0,1 g/día de suelo. Estas hipótesis han de evaluarse en relación con las condiciones del emplazamiento: ¿hay niños en la zona?, ¿es atractivo el sitio para juegos infantiles?, ¿pa-sará un mismo niño dos días a la semana jugando en el sitio durante toda su niñez?. Si, en base a lo que se conoce sobre el lugar, la hipótesis de exposición estándar es inapropiada, se han de hacer ajustes.

En todo caso, es necesario efectuar una discusión sobre la fiabilidad de la evalua-ción, comentando las suposiciones empleadas y su aplicabilidad e incertidumbre.

Aunque las posibilidades son ilimitadas, hay varias suposiciones comunes, que son intrínsecas a las evaluaciones de riesgo, independientemente de la aproximación o la metodología elegida. Entre ellas cabe incluir:

• En ausencia de datos adecuados en el hombre, los efectos adversos para los animales de experimentación se consideran como indicativos de los efectos adversos para el hombre.

• Los modelos dosis-respuesta pueden extrapolarse fuera del campo de las ob-servaciones experimentales, para hacer estimaciones de riesgos u obtener las dosis límite aceptables.

• Los resultados experimentales pueden extrapolarse de unas especies a otras, mediante el uso de una escala estandarizada de dosificación, elegida apropia-damente.





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• No existe nivel umbral de dosificación para la carcinogénesis, pero si para otros efectos tóxicos.

• Las dosis medias dan una medida razonable de la exposición, cuando las dosis no son constantes en el tiempo.

• En ausencia de datos fármaco-cinéticos, se asume que la dosis efectiva es pro-porcional a la dosis administrada.

• Los riesgos derivados de exposiciones múltiples y fuentes múltiples de expo-sición a la misma sustancia se consideran normalmente como aditivos.

• Independientemente de la ruta de exposición, se asume un 100 % de absorción en las distintas especies, en ausencia de evidencias específicas en contra.

• Los resultados asociados con una ruta específica de exposición son potencial-mente aplicables para otras rutas de exposición.

A continuación se describen algunos de los métodos y de las hipótesis estándar aplicadas en el desarrollo de las evaluaciones cuantitativas de riesgos.

Evaluación de la fuente

Es fundamental cuantificar de forma precisa la magnitud de la contaminación, de-terminando el rango de concentraciones y la frecuencia de detección de los contaminantes individuales, lo cual requiere una campaña extensa de muestreo y análisis, frecuentemen-te limitada a los contaminantes indicadores especificados en la evaluación cualitativa de riesgos.

Sin embargo, la concentración de contaminantes en el suelo o los residuos (verte-dero) podría no representar la cantidad de los mismos que está disponible para su trans-porte hasta los receptores del entorno. Por ello, la evaluación cuantitativa debería incluir ensayos de lixiviación para estimar la cantidad de contaminantes capaces de ser disueltos y extraídos por el agua de la masa de suelo contaminado o residuos.

También hay que cuantificar la extensión (masa y volumen) de la contaminación. La mayoría de las evaluaciones cuantitativas de riesgos evalúan los efectos potenciales de los contaminantes durante una vida, normalmente al menos 70 años. Por tanto, se debe conocer la cantidad total de contaminantes presentes en el emplazamiento y determinar el período de tiempo durante el que habrá material disponible para dar lugar a una exposi-ción a una tasa dada.

Estimación de las tasas de liberación, transporte y dilución de contaminantes

Una vez cuantificada la fuente, se mide o predice la tasa de liberación y transpor-te de contaminantes por cada uno de los mecanismos posibles, como base para la evalua-ción cuantitativa de la exposición.

El contacto directo, aunque no es un mecanismo de transporte, puede ser un me-dio de exposición significativo. Su evaluación se basa en los datos generados por la reco-gida y análisis de muestras superficiales de suelo del emplazamiento y su entorno. El muestreo debe ser suficientemente amplio como para indicar la extensión de la contami-nación y permitir la elaboración de un mapa de isolíneas de concentración.





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El mecanismo de transporte por el aire es frecuentemente el más fácil de medir, mediante la instalación de estaciones de muestreo de aire en los alrededores del empla-zamiento o en la localización del receptor más cercano. Mediante modelos de dispersión se pueden evaluar estos datos y estimar las concentraciones en el entorno bajo distintas condiciones meteorológicas.

La liberación a través del agua subterránea puede establecerse y cuantificarse de dos formas: investigación de campo y modelización. El primer método es el preferible y consiste en instalar una serie de pozos de control de aguas subterráneas en localizaciones representativas, si es posible en el emplazamiento y en su entorno, así como donde se encuentran los receptores. Las muestras tomadas en dichos pozos se analizan para deter-minar las concentraciones de los contaminantes indicadores. Estos datos permiten esta-blecer los contaminantes que son liberados de la fuente y alcanzan a los receptores. El segundo método es utilizar un modelo matemático, que permita evaluar la magnitud de los lixiviados generados en el emplazamiento los subsiguientes aportes al agua subterrá-nea, así como del transporte en relación con la dirección y velocidad del flujo de agua subterránea, la extensión del acuífero afectado y las características físico-químicas de los contaminantes. En base a esta información se puede estimar la concentración de contami-nantes a diferentes distancias de la fuente y predecir las exposiciones. Normalmente se emplea una combinación de los dos métodos.

Si las aguas superficiales intervienen en un escenario de exposición, se pueden utilizar los dos métodos descritos para las aguas subterráneas. Mediante investigación de campo se pueden determinar las concentraciones de contaminantes en las aguas superfi-ciales y los sedimentos, en puntos adecuados. Así mismo, mediante modelos matemáticos se puede calcular la velocidad a la que los contaminantes entran en el cauce, lago o em-balse afectado y las velocidades a las que dichos aportes son transportados y diluidos.

Estimación de las tasas de exposición y captura

La evaluación de la exposición es extremadamente importante en el proceso de evaluación de riesgos, particularmente cuando se han de determinar los riesgos para la salud humana. Incluye dos elementos: el censo de receptores y la estimación de la exposi-ción y la captura.

El censo requiere la identificación y recuento de la población existente dentro del área de influencia de los mecanismos de transporte considerados y la definición del nú-mero y duración de las exposiciones potenciales para cada uno de los mismos. Por ejem-plo, la caracterización del mecanismo del agua subterránea puede establecer el área de influencia de la pluma de contaminación y los usuarios presentes y futuros del agua sub-terránea en la misma. Por consiguiente, los riesgos asociados a la exposición se presentan como una función de la población potencialmente afectada.

Seguidamente se evalúa la magnitud (volumen, duración, etc.) de la captura de residuos y/o suelo, agua o aire contaminados por los receptores y las dosis de contami-nantes recibidas, que son factores críticos en el desarrollo de los efectos sobre la salud. En algunos casos se puede realizar de forma bastante sencilla una medida directa de la expo-sición, usando muestras biológicas o a través de biomarcadores. Sin embargo, es más corriente que la evaluación de la exposición se base en una combinación de muestreo ambiental, modelización matemática y, donde es posible, estudio del microcosmos. Esta





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evaluación es complicada y podría ser extremadamente difícil o imposible de determinar o predecir, ya que la exposición puede producirse por una sola o por varias vías concu-rrentemente y además puede implicar simultáneamente a varios compuestos químicos, que pueden tener efectos aditivos, sinergistas, antagonistas, potenciadores o no interacti-vos.

Evaluación toxicológica

El paso a veces más difícil en la evaluación cuantitativa de riesgos es la evalua-ción de los efectos tóxicos potenciales relacionados con la exposición a los contaminan-tes, también conocida como evaluación dosis-respuesta. Esta evaluación requiere la revi-sión de los datos sobre los efectos tóxicos de los contaminantes, para estimar las dosis y períodos de exposición, a los que razonablemente se podría esperar la aparición de efec-tos nocivos y, también, las concentraciones a las que la mayoría de las poblaciones humanas o animales podrían ser expuestas sin sufrir efectos sobre su salud. Estos niveles se comparan con las exposiciones estimadas.

Una primera aproximación a la evaluación toxicológica es la comparación de las exposiciones con los estándares y guías existentes en la bibliografía para los contaminan-tes, por ejemplo, los valores límite de concentración de contaminantes en las aguas, esta-blecidos para los distintos usos. Tales estándares representan exposiciones seguras para toda la población, ya que en su determinación se han asumido exposiciones durante toda la vida, considerando las poblaciones más sensibles (niños y ancianos) y se han incorpo-rado factores conservadores de seguridad e incertidumbre. Así pues, los estándares se usan para excluir efectos potenciales; por ejemplo, si la concentración de contaminantes a está por debajo de un estándar particular, puede concluirse que, desde el punto de vista de salud pública, la exposición a el no representa una situación inaceptable.

En el caso de exposiciones a contaminantes no carcinógenos, cuando no hay es-tándares disponibles, se calcula la dosis diaria aceptable, que es la cantidad de una sus-tancia tóxica que se supone no causa efectos adversos sobre la población en general, co-mo consecuencia de exposiciones prolongadas y repetidas. Para ello, lo ideal sería utilizar datos epidemiológicos, pero existen muy pocos datos adecuados, y en la mayoría de los casos el cálculo se basa en la extrapolación al hombre de los resultados de estudios de toxicidad en animales de laboratorio.

Cuando la concentración de contaminantes excede los estándares, los efectos de-ben evaluarse en profundidad. Para exposiciones a no carcinógenos, se revisan los estu-dios que soportan el establecimiento del valor estándar y se evalúan los efectos tóxicos potenciales a los niveles considerados.

Puesto que la dosis diaria aceptable se calcula a partir del nivel umbral, por deba-jo del cual no aparecen efectos adversos, esta aproximación no es válida en el caso de compuestos para los que no existe tal nivel, es decir, cualquier dosis produce efectos ad-versos.

Tampoco es aplicable dicha aproximación al caso de los carcinógenos o mutáge-nos, para los que las evidencias científicas sugieren que sus efectos teóricamente pueden iniciarse por una sola molécula, lo cual resultaría en un nivel cero de tolerancia. Así pues, se han desarrollado varios métodos que básicamente estiman el riesgo multiplicando la dosis estimada por un factor de riesgo que se calcula a partir de la modelización dosis-





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respuesta. Los científicos tienen diferentes opiniones sobre la validez de tales métodos, dado que no pueden ser verificados y su nivel de exactitud no ha sido demostrado. Están elaborados sobre diferentes suposiciones, modelos y fórmulas matemáticas de extrapola-ción, usando curvas dosis-respuesta elaboradas a partir de los efectos observados en ani-males expuestos a altos niveles de dosificación. La incidencia de cáncer observada a esos niveles altos se utiliza para predecir la probabilidad de cáncer en hombres expuestos a niveles bajos de los compuestos ensayados. Por ello, dependiendo de las suposiciones y métodos usados, los factores de potencia cancerígena pueden variar en varios órdenes de magnitud.

Cuantificación del riesgo

Los resultados de la evaluación cuantitativa de riesgos se suelen presentar como valores numéricos de los riesgos, expresados para contaminantes no carcinogénicos como porcentajes o múltiplos de la dosis diaria aceptable o de los valores límite estándar. Para contaminantes carcinogénicos, los riesgos estimados se expresan como la probabilidad de un incremento en la incidencia de cáncer, si el escenario de exposición se da de forma continua durante un período de 70 años. Cuando se dan múltiples exposiciones, se suman los riesgos estimados.





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ESTUDIO DE SOLUCIONES





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Introducción Generalmente en la búsqueda de una solución para un espacio contaminado se

plantean varias alternativas, que deben ser examinadas y evaluadas para seleccionar la opción idónea. Las actividades que incluye el estudio de alternativas de saneamiento para un espacio contaminado se reflejan en la Tabla 1 y se describen a continuación.

TABLA 1. ACTIVIDADES QUE INCLUYE EL ESTUDIO DE ALTERNATIVAS DE ACTUACIÓN

• Definición de los objetivos de la actuación

• Identificación de las acciones correctoras aplicables

• Revisión y selección inicial de tecnologías, considerando: – Características del emplazamiento – Limitaciones de las tecnologías – Tipos y características de los residuos y contaminantes presentes

• Planteamiento de alternativas de actuación

• Análisis detallado de las alternativas – Análisis de cada alternativa, considerando los siguientes aspectos:

técnicos institucionales protección de la salud pública (trabajadores y comunidades veci-

nas) protección del medio ambiente económicos respuesta de la comunidad afectada

– Análisis comparativo de las alternativas

• Selección de la opción idónea

Definición de los objetivos de la actuación En primer lugar hay que examinar a fondo el informe de caracterización y la eva-

luación de riesgos y, a partir de la información que contienen sobre los problemas exis-tentes en el emplazamiento (contaminantes, rutas de migración/exposición y receptores) definir los objetivos específicos de la actuación, es decir, establecer los componentes del emplazamiento a controlar. Con cada objetivo, se han de identificar además los criterios que se usarán para determinar si se ha alcanzado o no el mismo. Ambas labores son bas-tante complejas.

Desde un punto de vista general, el objetivo de una actuación de saneamiento de un espacio contaminado es simple: proteger la salud pública, el bienestar y el medio am-biente, pero mientras el objetivo es claro, el nivel de protección necesario para alcanzarlo no lo es. Dado que en los espacios contaminados frecuentemente se ven afectados varios medios (aire, aguas superficiales, aguas subterráneas y suelo) y receptores potenciales, la





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determinación de los objetivos de la actuación incorpora necesariamente un amplio con-junto de reglamentos y leyes y consideraciones políticas y desde luego ha de basarse en la evaluación de riesgos para establecer el nivel de protección adecuado.

La selección de un objetivo particular puede afectar al coste de la actuación y a las tecnologías disponibles para ejecutar el saneamiento.

Identificación de las acciones correctoras aplicables En primer lugar hay que tener en cuenta que puede ser necesario adoptar medidas

correctoras inmediatas en el emplazamiento si está representando de alguna manera un gran peligro para la salud o el medio ambiente, por ejemplo un espacio contaminado que está amenazando o contaminando un suministro de agua potable. Pero también algunas medidas, como por ejemplo el cerramiento o la cobertura del emplazamiento, pueden adoptarse inmediatamente, sin que se trate de situaciones de emergencia, ya que pueden estar totalmente de acuerdo con los objetivos a largo plazo de la actuación.

Aparte de tales medidas inmediatas, es necesario seleccionar los tipos básicos de acciones y el planteamiento global del saneamiento del espacio contaminado y su entor-no. Para ello se puede utilizar la matriz que se presenta en la Tabla 2, con la que se identi-fican las medidas correctoras aplicables en base a los objetivos específicos a alcanzar. Como puede apreciarse en la matriz, más de una medida correctora puede ser aplicable a un espacio contaminado dado y hay que tener en cuenta las potenciales incompatibilida-des entre diferentes medidas, así como las posibilidades de consolidación, integración y potenciación de las mismas.

Revisión y selección inicial de tecnologías Seguidamente se ha de determinar como se podría desarrollar cada una de los ti-

pos básicos de acciones seleccionados y que tecnologías de saneamiento son aplicables entre las contenidas en la lista de tecnologías clasificada por tipos básicos de acciones correctoras que se muestra en la Tabla 3. La selección inicial de tecnologías potencial-mente aplicables se basa en los siguientes aspectos:





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TABLA 2. MATRIZ DE ACCIONES CORRECTORAS GENERALES PARA PROBLEMAS ESPECÍFICOS DERIVADOS DE LA CONTAMINACIÓN DEL SUELO

TIPOS DE ACCIÓN CORRECTORA

PROBLEMA Prev

enci

ón d

e la

con

tam

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ión

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s agu

as su

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les

Prev

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as c

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min

adas

Volatilización de compuestos al aire ♦

Partículas peligrosas liberadas al aire ♦

Generación de polvo por construcción pesada u otras actividades ♦

Contaminación de aguas de escorrentía ♦

Contacto de personas o animales con residuos o suelo contaminado ♦

Escape superficial de lixiviados ♦

Riesgo de inundación o contacto de corrientes de aguas superficiales con residuos ♦

Lixiviados que migran horizontal o verticalmente ♦ ♦

Nivel freático alto que podría dar lugar a contaminación de las aguas subterráneas ♦

Infiltración de las precipitaciones formando lixiviados ♦ ♦

Gases tóxicos migrando lateralmente en el subsuelo ♦

Residuos tóxicos y peligrosos almacenados en forma inadecuada ♦ ♦

Aguas subterráneas contaminadas ♦ ♦ ♦

Suelos contaminados ♦ ♦





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TABLA 3. TECNOLOGÍAS DE SANEAMIENTO DE SUELOS CONTAMINADOS

• Confinamiento – Prevención de la contaminación del aire

Recubrimiento Implantación de sistemas de recogida y tratamiento de gases

– Prevención del riesgo de contacto Vallado y limitación del uso del terreno Recubrimiento

– Prevención de la contaminación de las aguas superficiales Recubrimiento Nivelación Revegetación Implantación de sistemas de desvío y recogida de las aguas de es-

correntía – Prevención de la migración de lixiviados y de la contaminación de las

aguas subterráneas Recubrimiento Implantación de barreras de contención Bombeo de aguas subterráneas Implantación de sistemas de drenaje

• Limpieza de suelos contaminados – Excavación y evacuación de los residuos y los suelos contaminados

Excavación y evacuación Nivelación Recubrimiento Revegetación

– Tratamiento/eliminación ex situ de suelos contaminados Térmicas:

· Desorción térmica · Incineración

Físico-químicas: · Extracción con disolventes · Lavado · Oxidación/reducción · Deshalogenación química · Solidificación/estabilización

Biológicas: · Landfarming · Biopilas · Biodegradación en reactor

– Tratamiento in situ de suelos contaminados Físico-químicas:

· Extracción de vapor (permite el tratamiento simultáneo de aguas subterráneas)

· Extracción de vapor mejorada térmicamente (permite el trata-miento simultáneo de aguas subterráneas)





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· Lavado · Solidificación/estabilización · Separación electrocinética

Biológicas: Bio-recuperación (permite el tratamiento simultáneo de aguas subterráneas) Fito-recuperación

• Saneamiento de aguas subterráneas contaminadas: – Extracción (bombeo) de aguas contaminadas, seguida de tratamiento de las

mismas – Tratamiento in situ de aguas contaminadas, mediante muros de tratamiento

o algunas de las técnicas de tratamiento de suelos. – Dilución o desvío de la contaminación, mediante inyección de agua limpia

• Saneamiento de sedimentos contaminados – Extracción de sedimentos (lleva asociado el control de la turbidez origina-

da en la extracción) – Tratamiento in situ de sedimentos – Confinamiento de sedimentos

Características del emplazamiento

Se deben revisar las características del emplazamiento, dado que estas pueden impedir o favorecer la aplicación de ciertas tecnologías. Por ejemplo, la presencia de sue-los de muy baja permeabilidad generalmente impide el uso de tecnologías de tratamiento "in situ", puesto que sería imposible asegurar una mezcla completa de los reactivos de tratamiento con los contaminantes. Las tecnologías cuyo uso está claramente imposibili-tado por las características del emplazamiento se eliminan de posterior consideración.

Limitaciones de las tecnologías

Se debe evaluar la información sobre eficacia y problemas de construcción, ope-ración y mantenimiento de cada tecnología considerada, para eliminar tecnologías que no sean fiables, tengan baja eficacia o no estén suficientemente probadas. Por ejemplo, cier-tas tecnologías de tratamiento "in situ" no han sido desarrolladas hasta un nivel que per-mita su implantación sin una investigación extensa.

Tipos y características de los residuos y contaminantes presentes

Las características de los residuos y contaminantes afectan particularmente a la viabilidad de aplicación de las tecnologías de tratamiento "in situ" y a los métodos de tratamiento/eliminación de los residuos y suelos contaminados extraídos del emplaza-miento. La Tabla 4 muestra la aplicabilidad de las distintas tecnologías para los diferentes contaminantes. Las tecnologías limitadas claramente por los contaminantes presentes se eliminan también de ulterior consideración.





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TABLA 4: MÉTODOS APLICABLES A DIFERENTES CONTAMINANTES/GESTIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS

MÉTODO PAH PCB,

DIOXINAS FURANOS

COMPONENTES VOLÁTILES PESTICIDAS OTROS

ORGÁNICOS

INORGÁNICOS (METALES,

ETC.)

Vertedero de residuos peligrosos

NA NA PA NA PA PA

Landfarming ex situ

PA NA A PA A NA

Extracción con disolventes ex situ

A A A A PA NA

Incineración ex situ A PA A PA A NA

Desorción térmica ex situ

PA PA A NA NA NA

Vitrificación in situ A A A A A A

Electromigración in situ

NA NA NA NA NA A

Solidificación ex situ

PA PA NA PA NA A

Solidificación in situ

PA PA NA PA NA A

Lavado de suelos ex situ

A A A A A A

Biodegradación in situ

NA NA A PA PA NA

Biodegradación ex situ

A PA A A A NA

Extracción de va-por in situ

NA NA A A NA NA

A: Aplicable

PA: Potencialmente aplicable

NA: No aplicable

Planteamiento de alternativas de actuación Las tecnologías que han pasado el proceso de selección inicial se combinan en-

tonces para formar alternativas globales de actuación. Estas alternativas representan una serie de opciones capaces, cada una de ellas, de resolver adecuadamente los problemas del espacio contaminado. Cada alternativa puede consistir en una tecnología individual o en una combinación de varias tecnologías. Un ejemplo de una alternativa para un proble-ma de contaminación de agua subterránea, para el cual son aplicables la excavación y





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retirada del suelo contaminado y las medidas de prevención de la migración de lixiviados y aguas subterráneas contaminadas, puede incluir las siguientes tecnologías:

• Excavación y retirada parcial del suelo contaminado (zonas más contamina-das)

• Eliminación de los suelos contaminados evacuados en un vertedero de seguri-dad

• Implantación de un muro de lechada para evitar la migración de lixiviados y aguas subterráneas contaminadas

• Instalación de un sistema de bombeo para la extracción de aguas subterráneas contaminadas

• Instalación de un sistema de tratamiento de los lixiviados y aguas contamina-das extraídos mediante adsorción en carbón activado

Recubrimiento del emplazamiento con una capa de arcilla impermeabilizante Es necesario juzgar las ventajas e inconvenientes (coste-eficacia) de la aplicación

de sucesivas tecnologías de tratamiento, frente a la de una tecnología que podría tener un coste global más alto, pero que por sí sola sería capaz de alcanzar los resultados deseados.

Análisis detallado de las alternativas Una vez que se ha planteado una lista de alternativas, se tamiza esta, para elimi-

nar aquellas que son un orden de magnitud más costosas que otras alternativas y/o pro-veen una inadecuada protección para la salud pública o tienen unos impactos ambientales adversos que imposibilitan su uso.

Las alternativas que permanecen después del tamizado se someten a un análisis detallado, cuyo objetivo es aportar un nivel de evaluación suficiente para soportar la se-lección de la alternativa idónea. Para alcanzar este objetivo, cada alternativa se analiza, contemplando los siguientes aspectos:

• técnicos • institucionales • salud pública • ambientales • económicos

Consideraciones técnicas

La idoneidad técnica de cada alternativa se evalúa en términos de:

Funcionamiento • Eficacia

La eficacia se evalúa en base a la capacidad de cumplir los objetivos deseados. La eficacia de las alternativas se determina a través de las especificaciones de diseño o por evaluación de su rendimiento en otros casos en los que se ha aplicado.





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Se han de establecer los niveles y criterios de salud pública que son aplicables al espacio contaminado y en base a ellos evaluar las alternativas propuestas. En esta evaluación se ha de considerar cualquier característica del emplaza-miento o los contaminantes que pueda potencialmente reducir la eficacia de alguna de las alternativas.

• Vida útil La vida útil se define como el período de tiempo durante el cual se puede mantener el nivel de eficacia requerido. La mayoría de las tecnologías, a ex-cepción de las que destruyen los contaminantes, se deterioran con el tiempo. Frecuentemente, el deterioro puede retardarse mediante una adecuada opera-ción y mantenimiento del sistema, pero eventualmente la tecnología podría re-querir su sustitución. Cada alternativa debe evaluarse en términos de la vida en servicio proyectada de sus tecnologías componentes. La futura disponibili-dad de recursos, así como la adecuación de las tecnologías, debe considerarse en la estimación de la vida útil del proyecto.

Fiabilidad • Requerimientos de operación y mantenimiento

Las tecnologías que requieren actividades de operación y mantenimiento fre-cuentes o complejas deben contemplarse como menos fiables que aquellas con operación y mantenimiento sencillo y escaso. También ha de considerarse la disponibilidad de mano de obra y materiales para cubrir esos requerimientos.

• Fiabilidad demostrada y esperada Es necesario determinar el riesgo y los efectos de un fallo en las tecnologías. Se debe evaluar si las tecnologías se han utilizado con eficacia en emplaza-mientos similares, si la combinación de tecnologías ha sido aplicada con éxito, si el fallo de alguna tecnología tendría un impacto inmediato sobre los recep-tores, y si la alternativa tiene flexibilidad para soportar cambios incontrolables en el emplazamiento.

Implementabilidad • Facilidad de instalación

Está determinada por las condiciones internas y externas del emplazamiento. Entre las primeras se incluyen la existencia de elementos subterráneos (tuberí-as, cables, aparatos, etc.), la profundidad del nivel freático, la heterogeneidad de los materiales del subsuelo y la localización del emplazamiento (paraje re-moto o zona urbana). Se debe evaluar que medidas se han de tomar para facili-tar las obras en tales condiciones. Entre los factores externos que afectan a la ejecución están la necesidad de permisos o acuerdos especiales, la disponibili-dad de equipos y la localización de instalaciones "off site" adecuadas de tra-tamiento/eliminación de residuos.

• Tiempo requerido para alcanzar un nivel de respuesta dado Este tiempo tiene dos componentes a estudiar: – El tiempo que lleva la ejecución de las medidas – El tiempo que lleva la aparición de resultados beneficiosos (reducción de la

concentración de contaminantes hasta un nivel preestablecido)





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Seguridad Cada alternativa de actuación debe evaluarse con respecto a su seguridad, inclu-

yendo las amenazas para las comunidades vecinas y el medio ambiente, así como para los trabajadores durante su realización. Factores a considerar son el fuego, la explosión y la exposición a substancias peligrosas.

Consideraciones institucionales

Se deben determinar los efectos de la legislación y la política estatales o autonó-micas sobre la ejecución y planificación operacional de cada alternativa.

Otro factor clave a tener en cuenta es la opinión pública. A veces es necesario de-fender la alternativa seleccionada en una reunión pública. Cuando las comunidades veci-nas están implicadas y hay una fuerte sensibilización pública respecto al emplazamiento particular, puede ser necesario elegir un planteamiento extremadamente conservador, a pesar de los costes.

Consideraciones sobre salud publica

Hay que desarrollar una evaluación y comparación de las alternativas en términos de su capacidad para eliminar o mitigar la exposición humana a los contaminantes. Así mismo, se deben comparar las concentraciones ambientales que se espera alcanzar con los niveles adecuados, establecidos en la evaluación de riesgos o existentes en la legislación.

Consideraciones ambientales

La evaluación ambiental de las alternativas propuestas está destinada a determi-nar los posibles impactos adversos de las mismas, los métodos para mitigar estos impac-tos y los costes de mitigación.

Costes

El análisis detallado de costes ha de incluir la estimación de las inversiones y de los costes de operación y mantenimiento correspondientes a los equipos, servicios, reacti-vos y mano de obra asociados a las medidas de saneamiento durante la vida del proyecto y los correspondientes a una eventual evacuación y realojamiento de la población afecta-da.

En algunos casos, también se debería realizar un análisis de sensibilidad que eva-lúe los efectos que las variaciones en suposiciones específicas asociadas al diseño, cons-trucción y operación pueden tener sobre los costes estimados de una alternativa.

Frecuentemente el desarrollo de un análisis de costes adecuado es difícil, por pro-blemas en la obtención de curvas de costes precisas para extrapolar, particularmente en el caso de los costes de ejecución de las obras, que están notablemente influenciados por factores específicos del emplazamiento y por la posible necesidad de medidas especiales de seguridad.





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El documento "Remedial Action Costing Procedures Manual" publicado en 1985 por la EPA de EEUU, aporta procedimientos detallados para estimación de costes. Por otra parte, en el Anejo I se presentan unas tablas con datos de costes de ges-tión/tratamiento de suelos contaminados, según el método aplicado.

Selección de la alternativa idónea Para seleccionar la alternativa idónea, se ha de elaborar un balance global de la

evaluación de las alternativas con respecto a cada uno de los criterios descritos en el apar-tado anterior. Este balance se suele presentar en forma de tablas o matrices que permitan la comparación fácil de las alternativas.

Bases de datos de tecnologías de recuperación La enorme cantidad de información existente acerca de los residuos peligrosos y

suelos contaminados, así como los constantes avances en sus tecnologías de tratamiento y en temas de legislación ha llevado a la creación de bases de datos para almacenar toda la información existente y suministrar la información actualizada en cualquier momento.

Las páginas de internet más importantes que existen en la actualidad, elaboradas por la Agencia de Protección Ambiental de los EE.UU. (EPA) son:

• www.epareachit.org/ Se trata de un sistema diseñado para buscar, ver, extraer e imprimir información sobre tecnologías innovadoras de saneamiento y ca-racterización de espacios contaminados.

• www.clu-in.org/ Esta página provee información sobre tecnologías innovado-ras de saneamiento de espacios contaminados. Describe programas, organiza-ciones, publicaciones y otras herramientas.

• www.frtr.gov/ Esta página provee una matriz de selección y una guía de refe-rencia sobre tecnologías de saneamiento de espacios contaminados.





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ANEXO I COSTES





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En la tabla 1 A y 1 B, se presentan los rangos de los costes de gestión/tratamiento de suelos contaminados, según el método aplicado. Estos precios están basados princi-palmente en las tarifas establecidas en otras plantas e instalaciones de otros países, ajus-tando estos precios al nivel económico de España. Hay que destacar que el precio de un método específico puede variar mucho dependiendo del tipo de contaminante, el tipo de suelo, la ubicación de la instalación, etc. Por consiguiente, hay que utilizar los precios con precaución y tener en cuenta que solamente son aplicables para la elaboración de presu-puestos orientativos.

En la Tabla 2 se adjuntan los precios orientativos de obra civil para los sistemas comúnmente aplicados para el control de la dispersión de la contaminación de suelos.

TABLA 1-A. PRECIOS ORIENTATIVOS DE DESCONTAMINACIÓN DE SUELOS (EN 1.000 PTS/TONELADA DE SUELOS CONTAMINADOS)

METODOS 5 10 15 20 25 30

Vertedero de residuos no peligrosos

Vertedero de residuos peligrosos

Landfarming (ex situ)

Solidificación (in situ)

Separación electrocinética (in situ)

Biodegradación (in situ)

Biopilas (ex situ)

Tratamiento biológico en reactor(ex situ)

Extracción de vapor mejorada térmicamente (in situ)

Extracción de vapor (in situ)

Lavado de suelo (in situ)





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TABLA 1-B. PRECIOS ORIENTATIVOS DE DESCONTAMINACIÓN DE SUELOS (EN 1.000 PTS/TONELADA DE SUELOS CONTAMINADOS)

10 20 30 40 50 60 70 80 90 100METODO

Incineración (ex situ)

Tratamiento químico (ex situ)

Extracción química (ex situ)

Desorción térmica (ex situ)

Deshalogenación química (ex situ)

Solidificación (ex situ)

TABLA 2. PRECIOS UNITARIOS DE OBRA CIVIL DE CONTROL DE DISPERSIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE SUELOS

CONCEPTO PRECIO

RECUBRIMIENTO

Relleno con préstamo: Relleno con préstamos y compactación 100-300 Pts/m3

Cobertura con arcilla: Homogeneización y nivelación del terreno, capa de arcilla de 0,5 m, barrera de raíces de 0,15 m de grava, 0,8 m de tierra y 0,2 m de manto vegetal.

1.500-3.000 Pts/m3

Geomembrana: Homogeneización y nivelación del terreno, capa de arena fina, geomembrana de espesor de 1 mm de 0,5 m, barrera de raíces de 0,15 m de grava, 0,8 m de tierra y 0,2 m de manto vegetal.

3.000-5.000 Pts/m3

Recubrimiento con manto vegetal: Homogeneización y nivelación del terreno, tierra vegetal de espesor de 0,2 m, siembra de semillas y trabajos de jardinería.

300-900 Pts/m3

CERRAMIENTO

Cerramiento perimetral: Suministro y montaje de una cerca metálica de 2 m de altura incluyendo postes, tornapuntas y puertas.

3.000-5.000 Pts/m

RECOGIDA Y CONTROL DE AGUAS SUBTERRANEAS

Establecimiento de pozos (sondeos) de bombeo: Perforación de 6" ó 8" Bomba, tuberías y tubo-filtros para extracción. Arena y bentonita. Poza de bombeo con válvulas, etc. Test de bombeo. Desplazamiento de sonda entre cada sondeo. Desplazamiento de almacén a zona de trabajo. Electrificación y equipo de control automático.

20.000-28.000 Pts/m

500.000-1.000.000 Pts/m

1.000.000-2.000.000 Pts/m

Pantalla drenante: Excavación de zanja de 1-3 m de profundidad, colocación de tuberías de drenaje, relleno con arena y grava, pozo de registro visitable y bomba colectora.

10.000-20.000 Pts/m





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CONCEPTO PRECIO

RECOGIDA Y CONTROL DE AGUAS SUPERFICIALES

Drenaje subsuperficial para recogida de lixiviados: Excavación de zanja. Lámina geotextil y geomembrana. Tubería de drenaje ranurada en zanja. Grava de relleno.

5.000-7.000 Pts/m

Cuneta, intercepción de escorrentía: Excavación de zanja, compactación de tierra, etc. 2.000-4.000 Pts/m

Tubería de drenaje superficial (sin membrana): Excavación de zanja, tubería de drenaje de hormigón o PVC colocada sobre solera de hormigón, etc.

3.000-5.000 Pts/m

Conducción de agua hasta 1 metro de profundidad: Excavación de zanja. Canal estabilizado con escolleras de piedras centrales. Cobertura herbácea contra la erosión.

1.000-3.000 Pts/m

Tuberías de transmisión: Excavación de zanja, provisión y colocación de tubería, válvulas, cubrición de zanja, etc.

2.500-10.000 Pts/m

BARRERA DE CONTENCION

Barreras de contención: Excavación de zanja, provisión de material de barrera (tierra-bentonita, cemento o similar).

50.000-200.000 Pts/m-profun. 0 a 2 m

100.000-400.000 Pts/m-profun. 2 a 4 m

200.000-800.000 Pts/m-profun. > 4 m

DEPURACION DE AGUA CONTAMINADA

Planta de tratamiento de agua contaminada por metales: Instalación de planta-tipo incluyendo tuberías internas, bombas, balsas, electrificación, equipo de control automático, etc. La planta-tipo puede contener uno o más de los procesos/unidades siguientes: oxidación, floculación, precipitación, sedimentación, filtración, ultrafiltración, intercambio de iones.

1.000.000-10.000.000 Pts/cap 1 m3/h

3.000.000-25.000.000 " 10 m3/h

Planta de tratamiento de agua contaminada por orgánicos: Instalación de planta-tipo incluyendo tuberías internas, bombas, balsas, electrificación, equipo de control automático, etc. La planta-tipo puede contener uno o más de los procesos/unidades siguientes: sedimentación, separador de aceite, aireación de componentes volátiles, filtración de carbón activo, degradación biológica, degradación fotoquímica.

1.000.000-12.000.000 Pts/cap 1 m3/h

5.000.000-30.000.000 " 10 m3/h

Planta de tratamiento de agua contaminada por metales y orgánicos: Instalación de planta-tipo incluyendo tuberías internas, bombas, balsas, electrificación, equipo de control automático, etc. La planta-tipo puede contener uno o más de los procesos/unidades siguientes: oxidación, floculación, precipitación, sedimentación, separador de aceite, aireación de componentes volátiles, filtración, filtración de carbón activo, ultrafiltración, degradación biológica, degradación fotoquímica, intercambio de iones.

2.000.000-15.000.000 Pts/cap 1 m3/h

7.000.000-40.000.000 " 10 m3/h

BALSA

Balsa de hormigón: Balsa para recogida de lixiviados, escorrentía, etc. Excavación construcción en elementos de hormigón, cubierta superior, tuberías de entrada y salida, rebosadero, etc.

20.000-100.000 Pts/m3

Balsa abierta impermeabilizada con arcilla y losas: Excavación. Colocación de arcilla, arena y losas. Cercado.

10.000-20.000 Pts/m3

EXCAVACION Y TRANSPORTE

Excavación con retroexcavadora: Excavación a cielo abierto con retroexcavadora.

400-600 Pts/m3

Transporte: Transporte con camión. 15-25 Pts/Km/m3





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CONCEPTO PRECIO

INVESTIGACIONES PRELIMINARES Y PROYECTO DE RECUPERACION

Investigaciones preliminares: Investigaciones elaboradas por fases: Investigaciones iniciales, investigaciones detalladas (sondeos, muestreo, análisis, etc.). Estudio de impacto ambiental, etc.

2.000.000-

Proyecto constructivo: Diseño conceptual, proyecto constructivo, elaboración del pliego para los contratistas, evaluación de ofertas, calendario del trabajo, contacto con las autoridades, aprobación ambiental.

3-15 % de costes de ejecución material

Supervisión: Supervisión/dirección de obra. 3-15 % de costes de ejecución material

OTROS

Medidas extraordinarias de seguridad e higiene: Medidas especiales a tomar por causa de la gestión de sustancias tóxicas y peligrosas (equipo protectora, protección respiratoria, ropa protectora, guantes y botas especiales, etc.)

0,1-1 % de los costes de constr.

Gastos generales y beneficio industrial: 15-25 % de los costes de constr.

Imprevistos: 10-15 % de la suma de los costes de investigaciones preliminares, proyecto constructivo, obra civil y gestión/tratamiento de suelo y residuos.

10-15 %

Programa de seguimiento y control (operación y mantenimiento): Costes para operar y mantener instalaciones en el emplazamiento (bomba, plantas de depuración, etc.) y controlar y vigilar la contaminación restante.

0-30 % por año del coste de obra civil





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EXCAVACIÓN, RETIRADA Y TRATAMIENTO7ELIMINACIÓN

EX SITU DE SUELOS CONTAMINADOS





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Introducción La excavación y recogida de residuos y suelo de un espacio contaminado se reali-

zan generalmente con equipos pesados de construcción. Los materiales contaminados retirados se pueden depositar en vertederos controlados, con más o menos exigencias de seguridad, según su toxicidad, o bien enviarse a plantas de tratamiento de suelos contami-nados o residuos industriales especiales. Si no existen tales instalaciones centralizadas ("off-site"), con capacidad para admitir dichos materiales y a una distancia razonable del espacio contaminado, se puede plantear la instalación de un equipo adecuado, junto a él ("on-site"), o a una cierta distancia del mismo ("off-site").

El tratamiento "on-site" generalmente se efectúa con unidades móviles diseñadas para limpiar el suelo o el agua contaminada. Estas unidades se usan en muchos países, como Holanda, Alemania y sobre todo en los EEUU. El suelo recuperado se puede resti-tuir en el mismo sitio. Las unidades de tratamiento "on-site" requieren mucho espacio y pueden ocasionar molestias para los vecinos, lo cual puede ser un problema en áreas ur-banas. Además, es necesario un volumen grande de suelo contaminado para que sea via-ble su utilización, ya que este tipo de instalación es muy costosa generalmente.

El tratamiento/eliminación "off-site" se realiza generalmente por empresas auto-rizadas de recuperación de suelos contaminados o de tratamiento de residuos industriales especiales. La recuperación "off-site" ha sido y todavía sigue siendo utilizada en muchos proyectos de recuperación, aunque conlleva la necesidad de obtener tierra de préstamos, para rellenar el hueco de la excavación, y del transporte de los suelos contaminados exca-vados hasta las instalación de tratamiento/eliminación.

Excavación y retirada

Descripción y aplicabilidad

La excavación y la retirada, seguidas por el tratamiento o eliminación de los resi-duos y los suelos contaminados, se realizan en muchos casos de actuaciones de sanea-miento de espacios contaminados, ya que presenta las ventajas de una alta fiabilidad de la eliminación de la contaminación del emplazamiento y una gran rapidez. Si bien, muy a menudo requiere excavaciones extensivas y el transporte de grandes cantidades de suelos contaminados a instalaciones "off-site", representado unos costes muy elevados. Una práctica frecuente es excavar y retirar las zonas más contaminadas ("hot spots") y usar otras medidas de saneamiento para los suelos menos contaminados.

No hay limitaciones absolutas sobre los tipos de residuos o suelos que pueden ser excavados y retirados. Sin embargo, la salud y seguridad de los trabajadores pesan mucho en la decisión de excavar materiales explosivos, reactivos o muy tóxicos. Otros factores que se consideran son las posibilidades de migración de los contaminantes (cuando estas son escasas, puede ser más adecuado el confinamiento), la viabilidad de un tratamiento o eliminación "on-site" (los costes de transporte hasta una instalación "off-site" pueden ser prohibitivos) o de un tratamiento in situ, y el coste del tratamiento o eliminación ex situ de los residuos o el suelo contaminado.





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La excavación y la retirada son aplicables a casi todas las condiciones del empla-zamiento, aunque sus costes pueden hacerse prohibitivos para grandes profundidades o en ambientes hidrogeológicos complejos.

Los materiales excavados o retirados han de ser transferidos a una zona de alma-cenamiento temporal, a una instalación de tratamiento/eliminación "on-site" o a un ca-mión adecuado para su transporte a una planta de tratamiento/eliminación "off-site".

Equipos utilizados

Los equipos utilizados, para la excavación, el movimiento y la carga de los mate-riales, son convencionales y muy variados, pudiendo mencionarse las siguientes:

• Retro-excavadoras • Grúas y sus aparejos (dragas y cucharas) • Tractores con pala de arrastre • Auto-cargadoras de arrastre • Moto-niveladoras La selección de un tipo u otro de equipo depende del tipo de materiales y su gra-

do de consolidación, así como de la morfología del lugar y de la operación a realizar (ex-cavación, movimiento o carga de materiales).

Para la retirada de materiales, pueden usarse cargadores industriales a vacío, co-mo el "Supersucker" y el "Vactor", en operaciones de limpieza a gran escala para retirar suelos o residuos. El uso de estos equipos es más eficaz y seguro que el de los convencio-nales, no planteando problemas de emisiones de partículas a la atmósfera. El Supersucker y el Vactor están montados en camiones y crean un alto vacío capaz de transportar sóli-dos, líquidos, fragmentos metálicos y plásticos y casi cualquier otro material que pueda pasar a través de su manguera de aspiración de 7 pulgadas. Están equipados con un brazo y hasta 150 m de manguera que les permiten recoger materiales de áreas inaccesibles de otra forma. Están disponibles en capacidades de 5 a 23 m3. Su movilidad y gran capaci-dad elimina la necesidad de transferir los materiales a otros vehículos para su transporte. Los cargadores a vacío pueden operar indistintamente en las modalidades de manejo de sólidos o líquidos y el cambio de una a otra puede hacerse rápidamente con un ajuste exterior y sin vaciar la carga.

Así mismo, hay disponibles unidades a vacío portátiles montadas sobre patines, que pueden transportarse hasta lugares de difícil acceso y son más adecuadas para volú-menes pequeños de materiales a manejar.

Finalmente pueden utilizarse bombas para extraer líquidos y lodos de balsas de almacenamiento.

Un factor importante a la hora de elegir los equipos para la excavación y la retira-da de los materiales contaminados es la compatibilidad con los materiales de construc-ción, cuando se trata de substancias corrosivas o reactivas.

Implantación operacional

Una adecuada implantación del área de trabajo (incluyendo las instalaciones de soporte) es crítica para la seguridad y eficacia de las operaciones de excavación y retira-





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da. Se deben establecer tres zonas: "contaminada", "de transición" y "limpia", usando datos de control de la contaminación del aire y la información disponible sobre la locali-zación de los residuos o suelos contaminados. La localización de estas zonas gobernará las donde se desarrollan las actividades. Por ejemplo, cualquier operación de manejo o tratamiento "on-site" de los residuos o suelos contaminados sería llevada a cabo en la zona contaminada; la descontaminación del personal se efectuaría en la zona de transi-ción, y las labores administrativas y de atención médica de emergencia se llevaría a cabo en la zona limpia.

Se deben crear áreas para trasiego, almacenamiento, tratamiento y transporte de residuos o suelos contaminados, así como para la descontaminación de equipos. Cada área debería diseñarse de forma que haya espacio adecuado para la maniobra de los equi-pos y para permitir una evacuación de emergencia. Es necesaria una cuidadosa evaluación para determinar la distancia mínima de seguridad entre las distintas áreas de operación. Dentro de cada área se deben tomar medidas para segregar los residuos reactivos, corro-sivos, explosivos, inflamables e incompatibles y para minimizar las emisiones al medio ambiente, prevenir reacciones entre residuos incompatibles y contener los contaminantes que fueran liberados.

Controles ambientales, procedimientos y medidas de seguridad

Independientemente del tipo de equipo usado para la excavación y el manejo de los materiales a retirar, se deben seguir ciertos procedimientos estándar de operación y prácticas de seguridad. La naturaleza y extensión de las medidas preventivas y correcto-ras, requeridas para evitar accidentes y controlar las emisiones al medio ambiente durante la excavación y retirada, son específicas de cada emplazamiento, aunque hay algunos procedimientos generales que se aplican a todos los emplazamientos:

• Los materiales excavados pueden segregarse en función de su tipo o nivel de contaminación.

• Las áreas de operación para el trasiego y tratamiento de residuos y suelos con-taminados deben estar niveladas, para prevenir el encharcamiento; recubiertas con polietileno o arcilla, y provistas de diques o bermas. Este diseño aporta sólo un confinamiento secundario mínimo y no será aceptable en muchos em-plazamientos.

• Donde se deban utilizar balsas para el almacenamiento temporal de líquidos, podría ser aceptable recubrirlas con una capa delgada de arcilla y excavar los suelos contaminados una vez que finalice su uso. Para periodos de almacena-miento largos o malas condiciones del emplazamiento (p.e. alto nivel freático o suelos permeables), podría ser necesario el uso de un sistema de recubri-miento sintético.

• El área de descontaminación de equipos debe ser una superficie dura, en la que las aguas de lavado se retendrán mediante un bordillo perimetral y se re-cogerán por medio de una canaleta y un sumidero.

• Los suelos que han sido excavados se deben cubrir para evitar la lluvia y con-siguiente lixiviación de contaminantes y el arrastre de partículas de polvo por el viento.

• Durante las operaciones se deben recoger o limpiar los derrames rápidamente, utilizando materiales adsorbentes, bombas u otro equipo adecuado. Además,





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se deben mantener bidones, bolsas u otros tipos de contenedores en lugares es-tratégicos de las áreas de trabajo y en los caminos de acceso, para su uso en la limpieza de derrames.

• Se debe construir alrededor del emplazamiento un sistema de desvío y recogi-da de las aguas de escorrentía superficial, así como una balsa de almacena-miento de las aguas de escorrentía contaminadas.

• A medida que los materiales van siendo excavados, se debe realizar un control del aire para determinar los niveles contaminantes peligrosos, para lo que se pueden utilizar instrumentos portátiles de medida directa (detectores de gases, medidores de oxígeno, medidores de radiación, etc.).

• Donde haya bidones, se debe hacer una inspección visual de los mismos, para determinar si están vacíos, intactos, fugando, o presentan algún peligro poten-cial, lo cual se evidencia por estar corroídos, hinchados o deformados, o bien por tener indicaciones de contener materiales explosivos o radiactivos. Esta inspección permitirá decidir sobre la forma de manejo más adecuada desde el punto de vista de seguridad. Cualquier bidón que esté fugando o pueda fugar deberá ser sobreembalado o su contenido transferido. Así mismo, hay que sellar los bidones rápidamente después del muestreo.

• Se debe usar arena, espuma, etc. para apagar pequeños fuegos que puedan surgir antes de que se extiendan.

• Hay que evitar almacenar residuos reactivos o explosivos en la proximidad de edificios.

• Se deben cubrir los residuos que se sabe puedan reaccionar con el agua. Por otra parte, es fundamental seguir unos procedimientos de seguridad e higiene

que garanticen la adecuada protección del personal durante las operaciones a realizar en los espacios contaminados. La EPA y la Occupational Safety and Health Administration (OSHA) han publicado varias guías aplicables.

Tratamiento/eliminación ex situ El diseño, la construcción y la operación de un vertedero controlado para suelos

contaminados son idénticos a los correspondientes a un vertedero de residuos industriales, ya descritos en el módulo de contaminación por residuos.

Algunos de los métodos de tratamiento, aplicables a los residuos y suelos conta-minados, son los utilizados ampliamente en el tratamiento de aguas residuales y residuos industriales:

• Incineración y otros procesos térmicos • Procesos físico-químicos diversos • Procesos biológicos Muchos de estos procesos ya se han tratado en detalle también en los módulos de

contaminación de las aguas y contaminación por residuos, por lo que, no se contemplarán en detalle en este módulo. Únicamente se prestará atención a algunos métodos de trata-miento desarrollados específicamente para suelos contaminados.





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En la mayoría de los casos el suelo se somete previamente a un tamizado, que se-para piedras y escombros, para evitar daños a los reactores o equipos de tratamiento.

Tratamiento térmico

Las tecnologías térmicas son sumamente eficaces para el tratamiento ex situ de suelos contaminados con compuestos orgánicos: disolventes, aceites minerales, bifenilos policlorados, hidrocarburos aromáticos policíclicos, plaguicidas y dioxinas.

No se pueden aplicar a la mayoría de los metales, aunque con estas técnicas se puede extraer mercurio. Los demás metales permanecen en la tierra tratada, en cuyo caso hay que volver a tratarla, o se vaporizan y entonces pueden complicar el tratamiento de los efluentes gaseosos. Es necesario determinar la presencia de metales y su destino antes de tratar la tierra.

Las tecnologías térmicas tampoco serían una buena opción para tratar suelos con ácidos fuertes, que pueden corroer el equipo utilizado para el tratamiento.

Los tecnologías más aplicadas son: • incineración en horno rotativo • desorción térmica

Incineración en horno rotativo La incineración en horno rotativo es el proceso utilizado también para el trata-

miento de residuos peligrosos. En este proceso, se queman no solamente los contaminan-tes, sino también el material orgánico natural del suelo contaminado. El suelo queda bio-lógicamente inerte e irreversiblemente alterado (pierde la textura, estructura, y humedad características) como consecuencia del tratamiento.

Desorción térmica La desorción térmica es una técnica innovadora para tratar la tierra contaminada

con sustancias peligrosas, calentándola a una temperatura de 90°C a 540°C, a fin de que los contaminantes con un punto de ebullición bajo se vaporicen y, por consiguiente, se separen de la tierra. (Si quedan otros contaminantes, se tratan con otros métodos.) Los contaminantes vaporizados se recogen y se tratan, generalmente con un sistema de trata-miento de emisiones.

La desorción térmica es diferente de la incineración. La desorción térmica usa el calor para separar físicamente los contaminantes de la tierra, para después someterlos a un tratamiento ulterior. La incineración usa el calor para destruir los contaminantes. Por último, como la desorción trabaja a temperaturas más bajas, consume menos combustible que la incineración.

Los sistemas de desorción térmica típicos (figura 1) pueden tratar hasta 10 tone-ladas de tierra contaminada por hora y tienen tres componentes:





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FIGURA 1. EL PROCESO DE DESORCIÓN TÉRMICA

• Sistema de tratamiento preliminar y movimiento de materiales El tratamiento preliminar de materiales contaminados consiste en pasarlos por una criba para entresacar terrones grandes y materia extraña. Si el material contaminado está muy húmedo o tiene una concentración elevada de contami-nantes, tal vez sea necesario mezclarlo con arena o secarlo para que se con-vierta en una masa más uniforme que pueda tratarse con el equipo de desor-ción.

• Equipo de desorción La función del equipo de desorción es calentar la tierra contaminada y mante-nerla a una temperatura suficiente durante el período necesario para secarla y vaporizar los contaminantes que contenga. Un tipo común es el dispositivo de desorción giratorio, que consiste en un tambor cilíndrico giratorio de metal. En el dispositivo de desorción giratorio de calentamiento directo, el material entra en el cilindro giratorio y se calienta al entrar en contacto con una llama o con los gases calientes emitidos por una llama. En un dispositivo de desorción giratorio de calentamiento indirecto, la tierra contaminada no entra en contac-to con una llama o con gases de la combustión, sino que se calienta el exterior del cilindro de metal, y el metal calienta indirectamente la tierra que da vueltas adentro. A medida que los suelos se calientan, los contaminantes se vaporizan y se in-tegran a la corriente gaseosa de aire y vapores contaminados que sale del dis-positivo de desorción y se dirige al sistema posterior al tratamiento. Se puede agregar un gas inerte (es decir, un gas no reactivo), como nitrógeno, a la co-rriente de gas para evitar que los contaminantes vaporizados se prendan fuego en el dispositivo de desorción y facilitar la vaporización y remoción de los contaminantes.





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• Sistema posterior al tratamiento Los efluentes gaseosos del dispositivo de desorción generalmente son someti-dos a un tratamiento para retirar las partículas que queden en la corriente de gas después del procedimiento de desorción. Los contaminantes vaporizados de los efluentes gaseosos se pueden quemar en un quemador auxiliar, recoger con carbón activado o recuperar en un condensador. Según los contaminantes y su concentración, se puede usar cualquiera de estos métodos o todos ellos. La tierra tratada en el dispositivo de desorción es sometida a un análisis para determinar la medida en que se han retirado los contaminantes que se procura-ba extraer con esta técnica. Si la tierra tratada no es peligrosa, se vuelve a co-locar en su lugar de origen o se lleva a otro sitio para usarla como relleno. Sin embargo, si la tierra necesita tratamiento ulterior (por ejemplo, si contiene contaminantes que no responden a este proceso), se puede tratar con otra téc-nica o transportar a otro lugar para su eliminación.

La desorción térmica no es igualmente eficiente en el tratamiento de todos los ti-pos de suelos. Si la tierra está húmeda, el agua se evaporará junto con los contaminantes, debido a lo cual, se necesitará más combustible. Los suelos con alto contenido de limo y arcilla también son más difíciles de tratar con la desorción térmica. Cuando el limo y la arcilla se calientan, emiten polvo, que puede perturbar el equipo para emisiones que se usa para tratar los contaminantes vaporizados. Además, si el suelo es muy compacto, el calor a menudo no llega a entrar en contacto con todos los contaminantes, de modo que es difícil que se vaporicen.

Tratamiento fisico-quimico

Las tecnologías de tratamiento físico-químico consideradas son las siguientes: • Extracción con disolventes • Lavado • Solidificación/estabilización • Vitrificación • Deshalogenación química

Extracción con disolventes La extracción con disolventes es una técnica de tratamiento ex situ que consiste

en usar un disolvente para separar o retirar contaminantes orgánicos peligrosos de fangos residuales, sedimentos o tierra. La extracción con disolventes no destruye los contaminan-tes, sino que los concentra, para que sea más fácil reciclarlos o destruirlos con otra técni-ca.

La figura 2 presenta un esquema del proceso de extracción con disolventes, que se suele realizar on-site y abarca cinco pasos:





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FIGURA 2. EL PROCESO DE EXTRACCIÓN CON DISOLVENTES

• Preparación Comienza con la excavación del suelo contaminado y su traslado a un lugar de tránsito, donde se prepara la tierra para el tratamiento, pasándola por una criba para separar desechos de gran tamaño y piedras. La tierra puede tratarse por cargas o en forma continua. Si se trata la tierra en forma continua, tal vez sea necesario hacerla más fluida para que pueda pasar fácilmente por el proceso mediante bombeo. Para eso se le agrega agua o, en el caso de fangos oleosos, disolventes.

• Extracción Se coloca la tierra en el extractor, se añade el disolvente y se mezcla con la misma. Los distintos contaminantes se concentran en fracciones diferentes, los contaminantes orgánicos, por ejemplo, los bifenilos policlorados se disuelven en el disolvente, mientras que los metales quedan en los sólidos y en el agua. La velocidad con que se disuelven los contaminantes del suelo depende de va-rios factores, como la temperatura, el contenido de humedad y el grado de contaminación, entre otros. Cada uno de estos factores es decisivo para la con-cepción del tratamiento. Es necesario realizar estudios de tratabilidad en un laboratorio, para determinar la cantidad de disolvente que se necesita y el tiempo que el material debe permanecer en el extractor, a fin de garantizar la máxima eficacia posible. Como algunos sólidos podrían contener contaminan-tes que deben pasar más de una vez por el extractor, es posible que haya que repetir este paso del proceso. Cuando se para la agitación en el extractor, se separan por decantación tres "fracciones", que individualmente pueden ser tratadas o eliminadas de la for-ma más eficaz en función del costo. Estas fracciones son:





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– El disolvente con los contaminantes extraídos. – La tierra tratada, que, según la concentración de contaminantes presentes, podría

requerir una repetición del ciclo o tratamiento ulterior con otra técnica. – El agua debe analizarse para determinar si necesita tratamiento ulterior an-

tes de verterla en una planta de tratamiento pública o en un cauce. • Separación de los contaminantes del disolvente

Se separan los contaminantes del disolvente usando otro disolvente para ex-traerlos o mediante destilación u otro procedimiento de separación física. Cuando concluye este paso, se obtienen los contaminantes concentrados, que se retiran, y el disolvente, que pasa a un tanque para su reutilización.

• Recuperación de los contaminantes, reciclaje o tratamiento ulterior Finalmente se analizan los contaminantes concentrados obtenidos, para determinar si son aptos para reciclaje o reutilización o si necesitan otro tratamiento antes de su eliminación.

Para la extracción con disolventes se usan equipos portátiles que se pueden llevar al sitio de la operación de saneamiento. Los extractores son de distinto tamaño. Algunos tratan 25 toneladas por día, mientras que otros tienen capacidad para más de 125 tonela-das diarias y ocupan de 140 a 1.000 metros cuadrados o más.

Se ha comprobado que la extracción con disolventes es eficaz y tiene buena rela-ción coste-eficacia para tratar sedimentos, fangos residuales y tierra que contienen princi-palmente contaminantes orgánicos, como bifenilos policlorados, compuestos orgánicos volátiles, disolventes halogenados y residuos del petróleo. Esta técnica por lo general no se usa para extraer contaminantes inorgánicos (es decir, ácidos, bases, sales y metales pesados), ya que estos no se disuelven fácilmente en la mayoría de los disolventes.

Los disolventes utilizados en el proceso de extracción son: • Dióxido de carbono líquido • Butano • Acetona • Hexano • Propano • Trietilamina • Metanol • Éter dimetílico Algunas de las limitaciones de esta técnica son las siguientes: • La presencia de plomo y de otros contaminantes inorgánicos podría interferir

en la extracción de materiales orgánicos. • La aplicación de la técnica podría implicar complejas consideraciones técnicas. Por

ejemplo, algunos sistemas usan butano y propano comprimidos (licuados), que exi-gen un manejo estricto para evitar que se vaporicen y se prendan fuego.

• Podría ser necesario un tratamiento preliminar extenso de los suelos para sacar o desmenuzar los terrones grandes.

Los extractores con disolventes no emiten vapores contaminados, es decir, no producen emisiones en la atmósfera. Sin embargo, en algunos lugares podría haber emi-siones durante la excavación o preparación de suelos contaminados. Si las emisiones ex-





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ceden los límites permitidos por ley, hay que modificar los procedimientos utilizados en ese sitio para la preparación y el manejo de suelos contaminados.

Lavado El lavado del suelo es una técnica que consiste en el uso de agua, combinada a veces

con aditivos químicos y un procedimiento mecánico para depurar el suelo. Con este procedi-miento se retiran los contaminantes peligrosos y se los concentra, reduciendo su volumen.

Los contaminantes peligrosos tienden a unirse en forma química o física al limo y la arcilla. En el procedimiento de lavado del suelo se separa la tierra fina contaminada (limo y arcilla) de la tierra gruesa (arena y grava). Una vez concluido el procedimiento, la tierra fina puede ser sometida a un tratamiento ulterior con otros métodos (como incinera-ción o biodegradación) o se puede eliminar en vertederos. La tierra más limpia se puede usar como relleno.

Los suelos se introducen en un lavador, donde se mezclan con el medio de lavado adecuado (Figura 3). Durante el lavado, las partículas de grava y de arena, más pesadas, se sedimentan. El limo y la arcilla contaminados que se mantienen en suspensión en el agua del lavado se separan después de esta, mediante decantación. Como el agua del la-vado ahora contiene contaminantes, es sometida a un tratamiento, a fin de que se pueda reciclar para otros usos. Como ya se dijo, el agua de lavado podría contener aditivos, algunos de los cuales podrían interferir en el tratamiento. En ese caso, hay que retirar los aditivos o neutralizarlos con un tratamiento preliminar.

Finalmente se somete a la fracción gruesa (arenas y gravas) y a la fina (limos y arcillas) a análisis para determinar si contienen contaminantes. Si todos los contaminantes pasaron al agua del lavado y las tierras están limpias, se pueden usar en el sitio o se pueden llevar a otro lugar para usarlos como relleno. Si el material todavía está contaminado (suele ocurrir en el caso de los limos y arcillas), se puede someter a otro ciclo de lavado, o recogerlo para aplicarle un tratamiento diferente o eliminarlo en un vertedero autorizado.

FIGURA 3. EL PROCESO DE LAVADO DEL SUELO





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Cuanto mayor sea el porcentaje de arena gruesa y grava en el material que deba tratarse (que se puede limpiar y quizá llevar de vuelta al sitio), más eficaz será el lavado del suelo en relación con el coste.

Cuando el suelo contiene mucho limo o arcilla, lo mejor es combinar el lavado con otras técnicas de tratamiento, en vez de usarlo por sí solo. En este caso, el fin del lavado sería reducir la cantidad de material que ha de someterse a un tratamiento poste-rior más costoso.

A menudo se pueden retirar mejor los contaminantes durante el proceso de lavado del suelo añadiendo aditivos químicos al agua del lavado. Sin embargo, la presencia de estos aditivos podría dificultar el tratamiento del agua del lavado usada y la eliminación de residuos del lavado. Hay que tener en cuenta el costo de la manipulación y el uso de aditivos, comparado con la mejora que se logrará en la eficacia del proceso de lavado del suelo.

El lavado del suelo se usa para tratar una amplia gama de contaminantes, como metales, gasolina, fuel-oil y plaguicidas. El uso de esta técnica presenta varias ventajas:

• Crea un sistema cerrado que no es afectado por condiciones externas. Este sistema permite controlar las condiciones (como el pH y la temperatura) en las cuales se tratan las partículas del suelo.

• Permite excavar los suelos contaminados y tratarlos on site, usando equipos portátiles, que se pueden llevar hasta el lugar de las operaciones.

• Ofrece la posibilidad de retirar una gran variedad de contaminantes del suelo. • Es eficaz en relación al coste, porque puede usarse como tratamiento prelimi-

nar, reduciendo considerablemente la cantidad de material que necesitaría tra-tamiento ulterior con otro método. Además, produce un material más uniforme al cual se aplicarán otras técnicas de tratamiento.

Solidificación/estabilización La tecnología de solidificación/estabilización ex situ (idéntica a la aplicada al tra-

tamiento de residuos) está basada en la reducción de la movilidad de los contaminantes mediante su incorporación a materias sólidas, tanto orgánicas como inorgánicas, con una baja permeabilidad. El mecanismo de fijación puede ser físico o químico, dependiendo del tipo de medio utilizado, que puede ser:

• cemento • puzolanas o silicatos • termoplásticos • polímeros orgánicos Los medios con más éxito en el mercado son los que tienen propiedades organofí-

licas, asfalto, cemento y puzolanas, porque tienen una aplicabilidad más amplia y son menos costosos.

Al final, los suelos o residuos tratados se convierten en una masa estabilizada con baja o nula lixiviación de contaminantes.

Vitrificación La vitrificación es un método de recuperación que es una combinación entre el

tratamiento térmico y la solidificación/estabilización. Mediante un calentamiento eléctri-





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co los residuos se funden en una matriz vítrea, que impide la fuga de los lixiviados y es muy resistente.

Las temperaturas de fundición están en el rango de 1600 oC a 2000 oC, tempera-turas en que los contaminantes orgánicos son destruidos mediante pirólisis. Aunque este proceso se desarrolló para reforzar el aislamiento de residuos radiactivos, anteriormente depositados, también es apto para tratar suelos contaminados y muchos residuos, tanto orgánicos como inorgánicos, lo cual es una ventaja, en comparación con otros procesos térmicos.

Deshalogenación química La deshalogenación química es un proceso químico para retirar los halógenos

(generalmente cloro) de un contaminante químico, volviéndolo menos peligroso. Se usa para tratar contaminantes orgánicos aromáticos halogenados, particularmente bifenilos policlorados y dioxinas. Consiste en calentar y mezclar físicamente tierra contaminada con reactivos químicos. Esta técnica suele usar instalaciones portátiles que pueden trasla-darse hasta el lugar de las operaciones.

La deshalogenación puede ser un proceso eficaz para suprimir halógenos de com-puestos orgánicos peligrosos, como dioxinas, furanos, bifenilos policlorados y ciertos plaguicidas clorados. El tratamiento dura poco, usa una cantidad moderada de energía y los gastos de operación y mantenimiento son relativamente bajos. Los equipos pueden trasladarse hasta el sitio que deba tratarse, de modo que no es necesario transportar resi-duos peligrosos.

Las características del material contaminado que interfieren en la eficacia de la deshalogenación química son un alto contenido de arcilla o agua, acidez o alto contenido orgánico natural del suelo. Como es necesario excavar el suelo contaminado y cribar la tierra antes del tratamiento, debe haber suficiente lugar en el sitio para realizar este trata-miento preliminar.

Se usan dos versiones comunes del proceso de deshalogenación química: la des-halogenación con glicolatos y el proceso de descomposición catalizado por bases.

• Deshalogenación con glicolatos Para la deshalogenación con glicolatos se usa un reactivo químico llamado APEG. El APEG tiene dos componentes: un hidróxido de metales alcalinos (la "A" de las siglas APEG) y polietilén-glicol (que se abrevia "PEG" en inglés), sustancia similar al anticongelante. El polietilén-glicolato de potasio es el re-activo APEG más común. El proceso consiste en mezclar y calentar la tierra contaminada con el reactivo APEG. Durante el calentamiento, el hidróxido de metal alcalino reacciona con el halógeno del contaminante, formando una sal que no es tóxica, y el polietilén-glicol ocupa el lugar que antes ocupaba el halógeno en la molécula de bifenilo policlorado, volviéndolo menos peligroso. El proceso de deshalogenación con glicolatos abarca cinco pasos: preparación, reacción, separación, lavado y deshidratación (Figura 4). Durante la prepara-ción, se excavan los residuos contaminados (tierra, por ejemplo) y se pasan por una criba para separar residuos y objetos grandes tales como piedras y troncos. Después, en el paso de reacción, se vierte la tierra contaminada y el reactivo APEG en un contenedor de gran tamaño, llamado reactor, donde se mezclan y se calientan durante cuatro horas.





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FIGURA 4. EL PROCESO DE DESHALOGENACIÓN CON GLICOLATOS

Los vapores que se producen durante el calentamiento se recogen y se separan en agua y contaminantes gaseosos en un condensador. El agua se puede usar en un paso posterior del proceso, en tanto que los contaminantes gaseosos pa-san por filtros de carbón activado que capturan el contaminante. Después del tratamiento en el reactor, la mezcla de tierra y APEG pasa al se-parador, donde se separa el reactivo APEG de la tierra y se recicla para volver a usarlo en el sistema. La tierra tratada contiene productos del tratamiento que son sustancias menos tóxicas resultantes de la reacción que se produce durante la deshalogenación. Estas sustancias químicas nuevas son una sal, que no es tóxica, y un compuesto orgánico parcialmente deshalogenado, que es menos tóxico. La tierra pasa de la etapa de separación a una lavadora, donde se añade el agua recogida en la etapa de reacción anterior. Se extraen de la tierra los últimos vestigios del reactivo APEG y se reciclan. La tierra pasa a la etapa de deshidratación, en la cual se separan el agua y la tierra. El agua es sometida a un tratamiento para retirar los contaminantes an-tes de verterla en un sistema municipal de tratamiento de aguas, un cauce re-ceptor u otros lugares apropiados para la descarga. La tierra es sometida a otra prueba para determinar la concentración de contaminantes. Si los contaminan-tes que contiene todavía exceden las metas del tratamiento, vuelve a pasar por el proceso o se coloca en un vertedero que no presente riesgos ambientales; si la tierra está limpia, puede volver a colocarse en el sitio original. La deshalogenación con glicolatos no sirve para tratar grandes cantidades de suelos con una concentración de contaminantes clorados superior al 5%.





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• Descomposición catalizada por bases El segundo tipo de deshalogenación química —la descomposición catalizada por bases— fue ideado por la Agencia de Protección Ambiental, de Estados Unidos. Es una técnica económica, que no causa contaminación, para corregir el problema de la contaminación de líquidos, fangos residuales, tierra y sedi-mentos con compuestos orgánicos clorados, especialmente bifenilos policlora-dos, plaguicidas, algunos herbicidas y dioxinas. En el proceso de descomposición catalizada por bases (Figura 5), se excava el suelo contaminado y se pasa la tierra por una criba para sacar residuos y partí-culas grandes, después se tritura y se mezcla con bicarbonato sódico en una proporción de alrededor de una parte de bicarbonato por diez partes de tierra. Esta mezcla se calienta en un reactor.

FIGURA 5. EL PROCESO DE DESCOMPOSICIÓN CATALIZADO POR BASES

El calor separa los compuestos halogenados de la tierra por evaporación. La tierra que queda se saca del reactor y se puede llevar de vuelta a su lugar de origen. Los gases contaminados, condensados en forma líquida, pasan a un reactor de fase líquida. La reacción de deshalogenación se produce cuando varias sustan-cias químicas, entre ellas hidróxido sódico, se mezclan con los contaminantes condensados y se calientan en el reactor. La mezcla líquida resultante se puede incinerar o tratar con otra técnica y reciclar. Con la descomposición catalizada por bases no es necesario extraer los reactivos de la tierra tratada, como en el caso de la deshalogenación con glicolatos. Los equipos que se usan para la descomposición catalizada por bases se pue-den transportar fácilmente y no presentan riesgos. Además, requieren menos tiempo y espacio para movilizar, instalar y desmontar que una incineradora.





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Tratamiento biológico

Las tecnologías de tratamiento biológico se basan en la utilización de los mi-croorganismos naturales (levaduras, hongos o bacterias) para descomponer o degradar sustancias peligrosas en sustancias menos tóxicas o que no sean tóxicas. La biodegrada-ción sirve para muchos tipos de contaminantes orgánicos y es un proceso natural y efi-ciente en relación con el coste.

Las tecnologías biológicas facilitan el crecimiento de los microorganismos y au-mentan la población microbiana creando condiciones ambientales óptimas para que pue-dan destoxificar la mayor cantidad posible de contaminantes. El grado de biodegradación y el tipo de medida biocorrectiva idóneo depende principalmente del tipo de microorga-nismos presentes, la toxicidad y la concentración inicial de contaminantes, su biodegra-dabilidad, las propiedades del suelo contaminado.

Hay diversos microorganismos que degradan distintos tipos de compuestos y so-breviven en condiciones diferentes. Los microorganismos autóctonos son los que ya vi-ven en un lugar determinado. Para estimular su crecimiento, tal vez sea necesario propor-cionarles una temperatura apropiada del suelo, oxígeno y nutrientes.

Si la actividad biológica que se necesita para degradar un contaminante en parti-cular no está presente en el suelo del lugar, se pueden añadir al suelo contaminado mi-croorganismos de otros lugares cuya eficacia se haya comprobado. Estos son microorga-nismos exógenos. Es posible que haya que modificar las condiciones del suelo del lugar nuevo para que los microorganismos exógenos proliferen.

Una vez degradados los contaminantes, la población de microorganismos se re-duce, porque ha agotado su fuente de alimentos. Las poblaciones pequeñas de microorga-nismos sin alimentos o los microorganismos muertos no presentan riesgos para la salud o el medio ambiente.

Los contaminantes que se pueden biodegradar son compuestos orgánicos no halogenados, tanto volátiles como semivolátiles, y combustibles. La eficacia de las tecno-logías biológicas es limitada en lugares con una alta concentración de metales, compues-tos orgánicos altamente clorados o sales inorgánicas, porque estos contaminantes son tóxicos para los microorganismos.

Las tecnologías biológicas pueden aplicarse en condiciones aerobias y anaero-bias. En condiciones aerobias, los microorganismos usan el oxígeno disponible en la at-mósfera para funcionar. Con suficiente oxígeno, los microorganismos convierten muchos contaminantes orgánicos en dióxido de carbono y agua. En condiciones anaerobias, la actividad biológica tiene lugar en ausencia de oxígeno, de modo que los microorganismos descomponen compuestos químicos del suelo para liberar la energía que necesitan. Se prefiere el proceso aerobio por ser mucho más rápido.

Las tecnologías biológicas se pueden aplicar in situ y ex situ. En este tema nos centraremos en las técnicas ex situ, que requieren menos tiempo, son más fáciles de con-trolar y se usan para tratar una gama más amplia de contaminantes y tipos de suelo que las técnicas in situ. Entre las técnicas ex situ cabe distinguir:

• de fase de lechada • de fase sólida.





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Medidas biocorrectivas de fase de lechada La tierra contaminada se combina con agua, hasta crear un fango con un alrede-

dor de un 50% en peso, y se introduce en un tanque grande denominado "biorreactor", donde se mezcla para mantener los microorganismos presentes en la tierra en contacto con los contaminantes y se añaden nutrientes y oxígeno. Se pueden añadir también mi-croorganismos al principio o durante el proceso, para mantener una concentración correc-ta de biomasa.

Las condiciones en el biorreactor se controlan a fin de crear el medio óptimo para que los microorganismos degraden los contaminantes. El tiempo de retención en el reac-tor depende del tipo de suelo y de los contaminantes. Una vez concluido el tratamiento, se separa el agua de los sólidos (suelo), que se eliminan, o son sometidos a un tratamiento ulterior, si todavía tienen contaminantes. Las aguas residuales resultantes pueden requerir un tratamiento adicional antes de su vertido.

El tratamiento biológico en fase de lechada puede ser relativamente rápido en comparación con otros tratamientos biológicos, particularmente para la arcilla contami-nada. El éxito del proceso depende en gran medida del tipo de suelo y de las propiedades químicas del material contaminado. Esta técnica es particularmente útil en los casos en que se necesitan medidas correctivas rápidas.

Una ventaja de la biodegradación en reactor es que se puede combinar con otros métodos, como por ejemplo el lavado, que podría funcionar como un pretratamiento para eliminar metales pesados. El sistema consistiría entonces en dos reactores en serie.

Medidas biocorrectivas de fase sólida Con las tecnologías biológicas de fase sólida, se somete la tierra a un tratamiento

en la superficie con sistemas de recolección de lixiviados para evitar la fuga de contami-nantes. Se controla la humedad, el calor, los nutrientes y el oxígeno a fin de propiciar la biodegradación.

Los sistemas de fase sólida son relativamente sencillos de usar y de mantener, aunque ocupan mucho lugar y la limpieza lleva más tiempo que con los procesos de fase de lechada. Los sistemas de tratamiento de fase sólida abarcan:

• Landfarming Con este método de tratamiento relativamente sencillo, se excava el suelo con-taminado y se extiende en hileras en una plataforma con un sistema incorpora-do para recoger cualquier lixiviado. Se da vuelta la tierra periódicamente para airearla. Asimismo, se controla la humedad y los nutrientes para propiciar la acción biocorrectiva. En algunos casos, la reducción de la concentración de contaminantes podría atribuirse más a la volatilización que a la biodegrada-ción. Cuando el proceso tiene lugar en lugares cerrados donde se controlan los contaminantes volátiles que se escapan, las pérdidas por volatilización se re-ducen al mínimo. Este tipo de proceso requiere áreas muy extensas, preferentemente en zonas aisladas y sin recursos importantes de agua subterránea.

• Biopilas de tierra La tierra contaminada se amontona en pilas de varios metros de altura sobre un sistema de distribución de aire. La aireación se realiza forzando el paso del aire por el montón de tierra con un compresor. La humedad y los nutrientes se





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mantienen en un nivel óptimo para la acción biocorrectiva. Los montones de tierra pueden colocarse en lugares cerrados. Los contaminantes volátiles son fáciles de controlar porque generalmente se integran a la corriente de aire que se hace pasar por la pila.

Módulo: Contaminación de los Suelos y Aguas Subterráneas › 4004 ›...

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