¿De qué manera se distribuyen los contaminantes en un suelo? Te lo explicamos en profundidad en este fragmento de texto, extraído de uno de los módulos del “Curso de técnicas de teledetección aplicadas a la Geología”

 

 

El suelo puede considerarse como un sistema dinámico y abierto constituido por tres fases: La fase sólida, formada por la materia orgánica y los minerales del suelo; La fase líquida, que comprende el agua y las soluciones del suelo; La fase gaseosa, formada por los gases presentes en los poros del suelo no ocupados por el agua.

Cuando se produce la liberación de una sustancia contaminante al medio, la posible afección a los diferentes compartimentos ambientales viene determinada por las características físico-químicas de la sustancia vertida y por las propiedades del suelo. La masa total de contaminante en el suelo es la suma de la masa en cada una de las tres fases.

En algunos casos, se distingue para la fase líquida entre una fase libre y una fase adherida al suelo. De este modo, podría considerarse que los contaminantes se reparten en cuatro fases en lugar de tres. Puede afirmarse que existe producto en fase libre cuando se produzca una de las siguientes circunstancias:
– Su concentración es medible utilizando las mejores técnicas disponibles
– Su concentración en el agua subterránea es superior al límite de solubilidad d el compuesto (o a la solubilidad eficaz en el caso de mezclas)
– Su concentración en el suelo es superior a la saturación residual, o saturación a la cual se alcanzan los límites de solubilidad del agua contenida en los poros, de absorción de la partículas del suelo y de saturación del aire intersticial
A la hora de evaluar las posibles rutas de migración de un contaminante desde la fuente hasta el punto de exposición, donde puede entrar en contacto con los receptores potenciales, resulta imprescindible analizar de qué manera se distribuye dicho contaminante entre las distintas fases.

Ello depende de sus propiedades físico-químicas y de las propiedades del suelo en el que se encuentre (pH, condiciones redox, constituyentes orgánicos y minerales, etc.). De este modo, dependiendo de la forma en la que un contaminante se encuentre en el suelo, existen diferencias en la forma en la que puede afectar la salud humana o los ecosistemas y producir un impacto en los posibles receptores.

 

Por otra parte, el patrón espacial de contaminación también depende de las propiedades de los contaminantes. Por lo general, los contaminantes inorgánicos presentan patrones relativamente estables, y la eventualidad de que ocurran cambios significativos en el futuro es escasa, puesto que no se degradan ni se volatilizan con facilidad. En cambio, las características físicas y químicas de los contaminantes orgánicos inciden de forma notable en su destino y transporte en el subsuelo.

Por ejemplo, la alta solubilidad en agua del MBTE y su extremadamente baja afinidad por las partículas del suelo son la causa de que el estado más probable en el que se presente sea en disolución y su transporte se realice a la velocidad correspondiente al flujo local de agua subterránea (Happel et al, 1998).
Para el estudio de la dispersión o movilidad de las sustancias potencialmente contaminantes en el suelo hay que distinguir entre dos grupos claramente diferenciados, los metales pesados y los compuestos orgánicos:

 A. Metales pesados
Los metales pesados se pueden presentar en el suelo en una de las siguientes formas:
– Disueltos en la solución del suelo
– Retenidos débilmente (en posiciones de intercambio) en constituyentes orgánicos e inorgánicos
– Retenidos fuertemente (adsorciones específicas) en constituyentes inorgánicos
– Asociados con materia orgánica insoluble
– Precipitados como sólidos puros o mezclas de compuestos
– Presentes en la estructura de minerales secundarios
– Presentes en la estructura de minerales primarios

La fuerza de retención de un metal en el suelo, y por tanto su movilidad y disponibilidad, varía en función de la forma en que se presente.

 

La distribución de un metal entre las distintas formas de presentarse en el suelo es lo que se denomina especiación. Para su determinación se utilizan métodos de extracción secuencial en laboratorio en los cuales se va atacando la muestra con distintos reactivos, de capacidad extractante creciente (soluciones salinas, ácidos débiles, agentes complejantes, agentes reductores y agentes oxidantes), para obtener qué proporción de la muestra se presenta en las formas anteriormente mencionadas.
Para determinar la movilidad y disponibilidad de un metal en el suelo, y por tanto su potencial contaminante, es preciso conocer las características del metal (existen metales con mayor tendencia a la volatilización como el mercurio, el selenio o el arsénico), el contenido en constituyentes que puedan retener los metales (materia orgánica y constituyentes inorgánicos) y las propiedades del suelo.

Entre los parámetros edáficos que condicionan el potencial contaminante de un metal en el suelo se encuentran:

– pH: la mayoría de los metales tienden a ser más móviles y, por tanto están más disponibles, a pH ácido, excepto el arsénico, el molibdeno y el cromo que tienden a estar más disponibles a pH alcalino
– Textura: se define como el porcentaje de arena, limo y arcilla que presenta un suelo. Dado que estos componentes del suelo tienen distinta capacidad de retener los metales (alta en arcillas pero menor en la arena y el limo) la textura del suelo determinará que los metales queden fijados en el suelo o puedan pasar al subsuelo y contaminar las aguas subterráneas
– Materia orgánica: los metales pueden formar complejos con la materia orgánica soluble del suelo y, gracias a estos complejos, migrar con mayor facilidad por el suelo. No obstante, la materia orgánica estable del suelo, poco soluble, puede retener fuertemente a algunos elementos, disminuyendo así su disponibilidad.
– Condiciones redox (Eh): el potencial de oxidación-reducción influye tanto sobre los metales presentes en el suelo como sobre las superficies adsorbentes.
En medios aerobios (oxidantes) los metales se encontrarán principalmente en estado oxidado, generalmente más soluble y disponible, mientras que en medios anaerobios (reductores) el metal aparecerá en sus formas reducidas, menos móviles y disponibles.

También las superficies adsorbentes son susceptibles al cambio de las condiciones redox, fundamentalmente los óxidos de hierro y manganeso, que en medios anaerobios se vuelven inestables y pueden liberar todos los metales que tuvieran adsorbidos.
Las tablas que se muestran a continuación agrupan a los metales en función de su movilidad en distintas condiciones de pH y Eh.

 

 

– Contenido en óxidos e hidróxidos de hierro y manganeso: estos compuestos inorgánicos tienen una alta capacidad de fijar los metales e inmovilizarlos
– Contenido en carbonatos: su presencia garantiza el mantenimiento de altos valores de pH que tienden a precipitar la mayoría de los metales pesados
– Salinidad: el aumento de la salinidad en un suelo puede incrementar la movilización de metales pesados debido a dos procesos: en primer lugar, el sodio y el potasio pueden reemplazar a los metales pesados en las posiciones de cambio de los compuestos minerales u orgánicos, de manera que éstos serían liberados a la solución del suelo;
En segundo lugar, los aniones cloruro pueden formar complejos solubles estables con metales pesados altamente tóxicos como el cadmio, el zinc y el mercurio, lo que aumenta su posibilidad de movilización por el agua y, por tanto, su potencial contaminante.

B. Compuestos orgánicos
Los procesos que afectan a la evolución de los contaminantes orgánicos en el suelo se pueden agrupar en:
– Procesos de acumulación (adsorción sobre los constituyentes orgánicos e inorgánicos del suelo)
– Procesos de degradación (descomposición química y degradación biológica)
– Procesos de transporte (difusión, lixiviación, volatilización)
Para estudiar el comportamiento de los compuestos orgánicos en el medio ambiente se utilizan modelos que permiten predecir la concentración, distribución y persistencia de estos compuestos, tanto en escenarios reales como en simulaciones del medio ambiente. Estos modelos se denominan genéricamente modelos de fugacidad y sirven para calcular la cantidad relativa de una sustancia que iría a cada compartimento ambiental. En función de la complejidad de estos modelos es posible agrupar dichas sustancias (en función de su persistencia en el medio en estados de equilibrio donde no hay procesos de transporte ni transformación), o bien estudiar los mecanismos de transporte, transformación y degradación de las sustancias en el medio ambiente.

 

Para funcionar, estos modelos emplean las propiedades físico-químicas del compuesto, las cuales determinan sus cocientes de partición entre dos fases en equilibrio, y las características y propiedades del ambiente receptor (como la textura del suelo, su contenido en materia orgánica o la concentración de partículas en suspensión en el aire).

Entre las propiedades físico-químicas de la sustancia cabe destacar las siguientes:

• Solubilidad en agua: esta propiedad controla la posible migración de los contaminantes disueltos. Cuanto mayor sea la solubilidad de una sustancia (Tabla 3), más fácilmente migrará por los sistemas hidrogeológicos

 

 

• Presión de vapor (Pv): ésta se define como la presión que ejerce el vapor volatilizado de una sustancia en equilibrio con su fase líquida o sólida en estado puro. Cuanto mayor es la presión de vapor de una sustancia pura, más volátil será ésta (Tabla 4). Es preciso tener en cuenta que el valor de la presión de vapor es característico para una temperatura dada, por lo que a la hora de realizar comparaciones entre sustancias es necesario considerar valores de Pv medidos a la misma temperatura.

 

 

• Constante de la Ley de Henry (H): determina el potencial de volatilización de una sustancia disuelta. Cuanto mayor sea ésta más volátil será la sustancia (Tabla 5)

 

 

 

• Coeficiente de reparto octanol-agua (Kow): se define como la relación de concentraciones de una sustancia en el equilibrio en un sistema inmiscible formado por dos disolventes: uno apolar (octanol) y otro polar (agua). El valor de este coeficiente permite estimar la lipofilia o hidrofilia de una sustancia; es decir, su tendencia a disolverse en grasas y lípidos (como los tejidos de los organismos) o a disolverse en el agua. De acuerdo con el valor de este coeficiente se ha propuesto la siguiente clasificación de sustancias (Tabla 6)

 

• Coeficiente de adsorción en carbono orgánico (Koc): se define como el reparto de la concentración de una sustancia entre el carbono orgánico y la solución del suelo. Su valor puede variar en un amplio rango. Las sustancias con un valor bajo son menos adsorbidas sobre la materia orgánica del suelo que aquellas con un Koc elevado y, por tanto, poseen una mayor tendencia a movilizarse y pasar a la solución del suelo. Por lo general, la tendencia de una sustancia a quedar retenida en el suelo o solubilizarse se expresa mediante el log Koc.