Caracterización de la antigua zona de vertidos de “Altos Hornos … · 2016-06-24 ·...

Caracterización de la antigua zona de

vertidos de “Altos Hornos de Vizcaya” y evaluación del riesgo actual para la biota

para:

Dirección de Aguas Departamento de Medio Ambiente y Ordenación

del Territorio

Pasaia, 3 de octubre de 2006

Evaluación Zona Vertido AHV ATM2005Intercalibra

2/70 © AZTI Tecnalia 2006

Tipo documento Informe final

Titulo documento

Caracterización de la antigua zona de vertidos de “Altos Hornos de Vizcaya” y evaluación del riesgo actual para la biota

Fecha 3 de octubre de 2006

Proyecto Ejercicio de intercalibración de metodologías de determinación del estado ecológico de la Directiva Marco del Agua y un ejercicio de control de investigación

Código ATM2005-Intercalibra Cliente Dirección de Aguas

Equipo de proyecto:

Dr. Angel Borja D. Ibon Galparsoro Dr. Joxe Mikel Garmendia Dra. Marta Revilla Dña. Itziar Tueros D. Víctor Valencia

Responsable proyecto Dr. Angel Borja

Revisado por Dr. Javier Franco San Sebastián Fecha Aprobado por Dr. Lorenzo Motos Izeta Fecha

Control de cambios



ÍNDICE

1. ANTECEDENTES..................................................................................................5

2. OBJETIVOS ...........................................................................................................6

3. INTRODUCCIÓN...................................................................................................7 3.1 Antecedentes en la zona de vertido ..................................................................7 3.2 Sedimentología ..................................................................................................8 3.3 Concentración de metales pesados .................................................................10 3.4 Clasificación de contaminación en sedimentos ..............................................12 3.5 Calidad biológica del bentos............................................................................14 3.6 Resumen ..........................................................................................................17

4. MÉTODOS............................................................................................................19 4.1 Planteamiento del estudio ..............................................................................19 4.2 Estrategia de muestreo ...................................................................................20 4.3 Prospección mediante sonda multihaz ...........................................................23

4.3.1 Sonda multihaz....................................................................................... 23 4.3.2 Embarcación ........................................................................................... 29 4.3.3 Desarrollo de los trabajos de campo ...................................................... 30 4.3.4 Procesado de datos.................................................................................. 32

4.4 Método de análisis de sedimentos ..................................................................33 4.4.1 Preparación de las muestras.................................................................. 33 4.4.2 Preparación de los extractos .................................................................. 34 4.4.3 Análisis.................................................................................................... 34

4.5 Métodos ecotoxicológicos .................................................................................36

5. RESULTADOS .....................................................................................................41 5.1 Estudio geofísico ..............................................................................................41 5.2 Sedimentología ................................................................................................47 5.3 Metales pesados...............................................................................................49 5.4 Ecotoxicología ..................................................................................................55

5.4.1 Microtox®................................................................................................. 55 5.4.2 Test de anfípodos .................................................................................... 56

5.5 Relaciones entre las variables estudiadas .....................................................58

6. DISCUSIÓN .........................................................................................................61

7. CONCLUSIONES ................................................................................................66 7.1 Estudio geofísico ..............................................................................................66 7.2 Estudio sedimentológico..................................................................................66 7.3 Estudio de metales ..........................................................................................66 7.4 Estudio ecotoxicológico....................................................................................67 7.5 Datos de otros estudios ...................................................................................68



7.6 Conclusión general ..........................................................................................68

8. REFERENCIAS....................................................................................................69


1. Antecedentes 5/70 © AZTI Tecnalia 2006

1. ANTECEDENTES

La Directiva Europea de Aguas, aprobada en 2000, conlleva una serie de

obligaciones y trabajos a realizar por los estados miembros, con objeto de alcanzar

el Buen Estado Ecológico en todas las masas de agua europeas para 2015. Para

poder determinar dicho estado ecológico es necesario desarrollar metodologías que

sean científicamente contrastables. Desde AZTI, en colaboración con la Dirección

de Aguas del Departamento de Medioambiente y Ordenación del Territorio

(DMAOT), se han venido realizando trabajos que han permitido estar a la cabeza

en la implementación de la Directiva, habiendo dado lugar a diversos informes y

más de 10 publicaciones científicas.

Por otro lado, a lo largo de 2004, se realizó para el DMAOT un estudio de las

presiones e impactos que se dan en el País Vasco, que pueden impedir que en 2015

se alcance el Buen estado. A partir del estudio se detectó que en la masa de agua

costera de Cantabria-Matxitxako sigue existiendo un problema con las escorias

vertidas durante años por la extinta empresa “Altos Hornos de Vizcaya” (AHV), que

pueden impedir que se alcance el buen estado. En su día creímos conveniente

determinar las posibles incidencias de estas escorias, con objeto de poder dar una

solución al problema o determinar si se puede considerar que su impacto es

limitado. Esta investigación se enmarca dentro de lo que la Directiva considera

monitoreo de investigación, que es el que se da cuando se desconoce la implicación

de una posible presión o hay impactos que no responden a una presión identificada.

Por todo ello, se propuso la realización de un estudio al DMAOT en 2005, que fue

aprobado dentro del Convenio vigente entre este Departamento y AZTI-Tecnalia.


2. Objetivos 6/70 © AZTI Tecnalia 2006

2. OBJETIVOS

El objetivo general es el apoyo a la Dirección de Aguas en la implementación de la

Directiva Marco del Agua, aunque en este proyecto esto se plasma en:

- Caracterizar y determinar el impacto real producido por las escorias de

AHV que durante años se vertieron frente a Sopelana (entre Punta Lucero y

Cabo Villano), y

- Evaluar el riesgo que presentan actualmente para la biota, según la

Directiva de Aguas (riesgo de no alcanzar el Buen Estado Ecológico de la

masa de agua, en 2015).

Para ello se realizarán trabajos de determinación de la extensión de la zona de

vertido, de caracterización química (metales) de los sedimentos y de determinación

de la toxicidad de éstos, mediante tests ecotoxicológicos.


3. Introducción 7/70 © AZTI Tecnalia 2006

3. INTRODUCCIÓN

3.1 Antecedentes en la zona de vertido

En 1864 existían en Barakaldo tres fábricas relacionadas con el trabajo del hierro:

una propiedad de los señores Mwinckel, Arregui y Cía., la segunda es la de Santa

Águeda, y la tercera de los señores Ibarra y Cía. Esta última fábrica (Nuestra

Señora de El Carmen), que los Ibarra emplazan en la confluencia del rio Galindo

con la Ría de Bilbao, fue el principal fundamento de la industria siderúrgica de la

provincia. En 1882, se funde la sociedad "Altos Hornos y Fábrica de Hierro y Acero

de Bilbao", con la "lberia", y se constituye la sociedad de "Altos Hornos de Vizcaya"

(otras fuentes sitúan el nacimiento en 1902), que a partir de entonces llega a ser

uno de los máximos exponentes de la economía industrial española (Figura 1),

hasta que cerró sus puertas el 2 de julio de 1996.

Figura 1. Grabado titulado “Altos Hornos de Vizcaya, de la Ilustración Europea y Americana”, extraído de http://www.artehistoria.com/frames.htm?http:// www.artehistoria.com/historia/obras/12817.htm



Uno de los residuos resultantes de esta actividad eran las escorias. Según

Lugaresaresti (2002) desde los años 20 hasta finales de los 70 las escorias eran

vertidas en el Abra de Bilbao por barcos de muy poca singladura y difícil gobierno

denominados gánguiles, cuyo casco se abría por debajo de la cala vertiendo los

restos de arrabio.

Sin embargo, el vertido de escorias a mar abierto, se debió venir haciendo también

a lo largo de todo el siglo XX frente a punta Galea, a unas 4 millas de la costa, ya

que consta una autorización de vertido, del Ministerio de Obras Públicas y

Urbanismo, en la posición 43º 25,5’ N – 3º 3’ W y 43º 26,5’ N – 3º 1,7’ W (Figura 8).

También se sabe que los vertidos a finales de los 80 y comienzos de los 90 eran de

un máximo de 225.000 t/año de escorias (inertes) y 14.000 t/año de polvo de acería

(residuo peligroso).

Aunque las escorias se consideran inertes, es claro que tanto las escorias como los

polvos de acería, vertidos durante décadas al mar, debieron tener algún efecto en el

medio marino (aunque desconocemos la composición exacta de dichos materiales).

Uno de los más evidentes, según Lugaresaresti (2002), es que gran parte de estos

materiales fueron depositados por el arrastre de la deriva litoral contra los

acantilados formando falsos aterrazamientos eustáticos de arenas negras

cementadas.

Aunque ya ha pasado una década desde que se dejó de verter, para determinar el

estado previo de la zona nos hemos basado en datos de la Red de Calidad de Aguas

Litorales, que AZTI lleva para el DMAOT desde 1994 (Borja et al., 2006), y que

tiene dos estaciones de muestreo en las inmediaciones (ver posición en la Figura 8).

3.2 Sedimentología

En la Figura 2 se muestra la evolución temporal del contenido en arenas, contenido

en materia orgánica y relación Carbono/Nitrógeno (C/N) de los sedimentos de la

zona costera del Nervión en el periodo otoño de 1994 - invierno de 2005.



40

55

70

85

100

% A

rena

s

L-N10 L-N20

0

5

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0I-0

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4I-0

5

Período

C/N

Figura 2. Evolución temporal del contenido en arenas, contenido en materia orgánica y relación C/N de los sedimentos de la zona costera del Nervión en el periodo comprendido entre otoño de 1994 e invierno de 2005.



En general, se observa que en la composición granulométrica de las muestras

litorales, a lo largo del periodo de estudio, predominan las arenas con valores

comprendidos entre el 85 y el 100%. A excepción del máximo registrado en invierno

de 1995, con un valor de 26,5%, los contenidos de materia orgánica registrados en

los sedimentos del litoral del Nervión varían en un rango comprendido entre 1,3 y

7,5%. Los máximos registrados en ambas estaciones se observaron en invierno de

1999.

Para la relación C/N, en la materia orgánica asociada a los materiales finos, se

registra una fuerte variabilidad y no se observan tendencias claras. Los mínimos

registrados corresponden al invierno de 1995, con un cociente C/N de 15, para L-

N10 y de 18 para L-N20, que coincide con el máximo de materia orgánica en dicha

estación. Para el resto de los casos predominan valores que pueden considerarse

altos o muy altos y que son habituales en sedimentos predominantemente

arenosos. Algunos valores destacadamente altos, como los de 1999 (coincidentes con

un incremento del porcentaje de materia orgánica, estimado a través de la pérdida

de peso por calcinación) aparecen relacionados con la presencia de materiales de

tipo carbonoso proporcionalmente muy pobres en nitrógeno.

3.3 Concentración de metales pesados

En la estación L-N20, situada en Sopelana, se han encontrado las concentraciones

más altas de metales, excepto en Hg. En el caso del Fe y del Mn estas

concentraciones son hasta 3 veces superiores a los valores más altos obtenidos en

los estuarios. También las concentraciones de Pb y Zn son comparativamente altas.

Estos valores se relacionan con los vertidos de escorias y materiales siderúrgicos,

enriquecidos en distintos metales, que se han dado históricamente en esta zona. De

todos modos, cabe señalar que un alto porcentaje de los metales contenidos en

residuos siderúrgicos resulta muy insoluble y no biodisponible.



Figura 3. Evolución temporal de los factores de contaminación, calculados para cada metal en las estaciones litorales del Nervión, en el periodo que abarca desde el invierno de 1995 al invierno de 2005.

CROMO

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

FAC

TOR

DE

CO

NTA

MIN

AC

IÓN CADMIO

0,0

1,5

3,0

4,5

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0,0

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FAC

TOR

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CO

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0,0

5,0

10,0

15,0

20,0

25,0

MANGANESO

0,0

5,0

10,0

15,0

20,0

25,0

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35,0

FAC

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0,0

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0,0

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MERCURIO

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V-9

5

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PERÍODO

FAC

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ARSÉNICO

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I-95

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5

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7

I-98

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I-00

I-01

I-02

I-03

I-04

I-05

PERÍODO

PLOMO

0,0

1,0

2,0

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4,0

5,0

6,0

7,0

FAC

TOR

DE

CO

NTA

MIN

AC

IÓN

L-N10 L-N20



Por otra parte, en 2004 y 2005 se midió también la concentración de cobalto,

mostrando una mayor concentración en L-N20 que en L-N10, como ocurre con el

selenio y el vanadio, obteniéndose unas concentraciones de 0,25 mg·kg-1 de Se y

41,7 mg·kg-1 de V, en la estación L-N20 y 0,13 mg·kg-1 de Se y 30,8 mg·kg-1 de V, en

la estación L-N10.

La evolución temporal de los factores de contaminación, calculados para cada metal

en las estaciones litorales, en el periodo que abarca desde el invierno de 1995 al

invierno de 2005, se ilustra en la Figura 3.

El rango de variación en la estación L-N10 es bastante inferior al encontrado en la

estación más externa L-N20, donde se observa una gran variabilidad temporal. Se

detecta un mínimo en las concentraciones de Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb y As, en

invierno de 1999 en ambas estaciones, coincidiendo con muestras diferenciadas

también por el contenido en materia orgánica y, especialmente, por la relación C/N

en los materiales finos en los que se analizan los metales (Figura 2). Este descenso

prácticamente generalizado en la concentración de metales es proporcionalmente

más acusado en la estación L-N20. Tras este valor destacable, se observa una

tendencia bastante irregular para las dos estaciones y los distintos metales.

Destaca un repunte casi general en 2004, que coincide con una disminución del

porcentaje de arenas en la estación L-N10 (Figura 2). Excepto para Cd, Mn, Pb, Zn

y As en la estación L-N20, los valores de 2005 resultan inferiores.

3.4 Clasificación de contaminación en sedimentos

Siguiendo la metodología para establecer el grado de contaminación en los

sedimentos (Borja et al., 2006), se ha calculado el índice de carga contaminante

global (ICC) para las dos estaciones litorales y para todos los metales y se ha

estudiado su evolución temporal.



En la Figura 4 se muestra la evolución del índice de carga contaminante global de

metales pesados, entre 1995 y 2005. La línea negra indica el límite de

contaminación.

Figura 4. Evolución del índice de carga contaminante global de metales pesados, entre 1995 y 2005. La línea negra indica el límite de contaminación.

En el caso de la estación L-N20 se supera el límite de contaminación en casi todos

los años (incluso con cierta tendencia al incremento), mientras que la estación L-

N10 generalmente presenta ICC por debajo de este límite. Además, las elevadas

concentraciones observadas en los últimos años en la estación L-N20 indican una

contaminación fuerte o moderada por la mayoría de los metales estudiados.

Como primera aproximación, para estimar la toxicidad potencial de los sedimentos

se utilizan como referencia los niveles de toxicidad calculados por Long et al. (1995). A la vista de estos valores y de las concentraciones de metales analizadas

en la campaña de 2005, se infiere que los sedimentos de la estación L-N20

presentan metales con concentraciones totales superiores a los niveles de baja

toxicidad para el As, Cu, Hg, Ni, y Pb mientras que para el Zn se supera el nivel de

toxicidad medio. Sin embargo, tal como se vio en el estudio de las formas químicas

(Borja et al., 2000a), debido al origen de una parte importante de los metales

considerados (escorias y otros residuos pirometalúrgicos) una fracción elevada de

dichos metales se encuentran en formas refractarias, muy poco solubles y, por

0

2

4

6

8

I-95

V-95 I-96

V-96 I-97

V-97 I-98

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I-00

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I-05

ÍND

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CA

RG

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ON

TAM

INA

NTE L-N10

L-N20NERBIOI



tanto, de baja movilidad química. Así, más del 90% del Fe, el 80% del Cu o el 75%

del Ni presentes en los materiales finos de esta zona se encuentran como fracción

residual o no biodisponible.

Por otra parte, los sedimentos de la estación L-N10 presentan concentraciones

superiores a los niveles de toxicidad baja para el As y Hg.

3.5 Calidad biológica del bentos

Las especies recolectadas en L-N10 son propias de la comunidad descrita por Borja

et al. (2004) como Comunidad Tellina-Venus, dominando en la estación Urothoe pulchella (32 ind·m-2) y Venus casina e Hippomedon denticulatus (27 ind·m-2), que

suponen el 59% del total de individuos. Dicha comunidad ocupa los fondos arenosos

como el que nos ocupa (98,1% de arenas, 0,9% de finos y 1,0% de gravas, con un

contenido del 1,3% en materia orgánica) a 10-70 m de profundidad del SE del Golfo

de Vizcaya y ha sido descrita también para la zona del Abra exterior. La riqueza

(13 taxa) (Figura 5) es inferior a la que cabría esperar para la mencionada

comunidad, pero los valores de diversidad y equitabilidad calculados a partir de los

datos tanto de densidad (3,2 bit·ind-1 y 0,9, respectivamente) como de biomasa (1,7

bit·g-1 y 0,5, respectivamente) indican que se trata de una comunidad equilibrada.

La alta biomasa (23,46 g·m-2) refleja la importancia de los artrópodos y moluscos en

la comunidad.

La estación de Sopelana (L-N20), con un sedimento muy similar al de la estación

anterior (99,2% de arenas, 0,5% de finos y 0,3% de gravas, con un 1,9% en materia

orgánica) evidencia una recuperación respecto al año anterior, tanto en densidad

(99 ind·m-2) como en riqueza específica (12 taxa), aunque no se llegan a alcanzar los

140 ind·m-2 y 28 taxa de 2003, máximos valores registrados en esta estación desde

1995 (Figura 5). Pese a esta recuperación, la estación continúa situándose entre las

más pobres del dominio litoral, con una biomasa total también menor de la que

cabría esperar (0,45 g·m-2). Sin embargo, los valores de diversidad y equitabilidad



tanto para las densidades (3,5 bit·ind-1 y 1,0, respectivamente) como para las

biomasas (1,9 bit·g-1 y 0,5, respectivamente) indican que se trata de una estación

con una comunidad bien estructurada. Además, se puede destacar que la aparición

de especies como Nephtys cirrosa y Bathyporeia spp. de manera habitual en las

últimas campañas, parece indicar cierta estabilidad en la comunidad.

Figura 5. Evolución de la densidad y riqueza en las estaciones L-N10 y L-N20 (Nervión).

La composición trófica de la comunidad está dominada por los detritívoros

superficiales, con un 50%, seguidos por los omnívoros (27%) y carnívoros (23%).

En cuanto a la calidad ambiental, en L-N10, siempre han dominado los grupos

ecológicos I y II (en general, especies sensibles a la contaminación, sensu Borja et al., 2000b), excepto en 1996 y 2000, que dominaron los grupos ecológicos I y III

(Figura 6), con mucha homogeneidad a lo largo del tiempo. Por el contrario, en 2004

una de las réplicas resultó ser azoica, mientras que en otra el 100% de los

individuos pertenecían al grupo ecológico V (especies oportunistas, indicadoras de

contaminación) y en la tercera el 50% eran especies asignadas al grupo ecológico I y

el otro 50% eran especies del grupo ecológico V, siendo la calificación de la estación

en 2004 de fuertemente alterada (AMBI= 5,3). Sin embargo, el hecho de que hasta

entonces la estación L-N10 siempre se calificara como no alterada o ligeramente

alterada (y siempre con AMBI<1,5), y ante la ausencia de nuevas presiones

L-N10

0

50

100

150

200

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300

1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005

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d·m

-2)

051015202530354045

Riqueza (nº taxa)

Densidad

Riqueza

L-N20

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1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005

Den

sida

d (in

d·m

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0

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20

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30

Riqueza (nº taxa)

Densidad

Riqueza



conocidas en la zona, hacía pensar que dicho resultado podía achacarse a

problemas en el muestreo (el día del muestreo el tiempo fue muy desapacible, con

olas de 2 m). Dicha hipótesis parece haberse visto confirmada en la presente

campaña, en la que vuelven a dominar las especies sensibles (75%), seguidas por

las indiferentes (22%), lo cual permite una recuperación del AMBI (0,5) y que la

estación quede calificada como no alterada.

Figura 6. Evolución del porcentaje de cada grupo ecológico en las estaciones L-N10 y L-N20 así como del valor de AMBI.

Por su parte, en Sopelana (L-N20) se produjo un incremento progresivo del AMBI

entre 1995 y 1999 (de 0,5 a 2,3), cayendo en 2000 a 0,6 para volver a aumentar en

2001 hasta 2,4, donde alcanzó su valor máximo. Posteriormente bajó de nuevo a 0,8

en 2002 y aumentó a 1,4 en 2003 debido a un aumento en la abundancia relativa de

especies tolerantes (grupo ecológico III) a costa del grupo ecológico II (Figura 6). En

2004, se volvía a observar un nuevo aumento del AMBI a 1,7 debido a la

dominancia de los grupos ecológicos II (en dos de las réplicas) y III (en una de las

réplicas) y a la baja densidad relativa de especies sensibles asignadas al grupo

ecológico I. En la campaña de 2005, vuelven a dominar las especies indiferentes

(59%), seguidas por las sensibles (23%) y por las especies tolerantes (18%),

haciendo que el AMBI baje a 1,5 (alteración ligera). Las variaciones que esta

L-N10

0%

20%

40%

60%

80%

100%

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BI

0%

200%

-37I II III

IV V AMBI



estación va sufriendo lo largo del seguimiento no tienen una causa clara, si bien

hay que recordar que este lugar se encuentra donde durante años se hicieron los

vertidos de AHV (lo que no podría explicar el ligero incremento de AMBI y la

progresiva dominancia de los grupos II y III).

Teniendo en cuenta los resultados aportados para 2005 por el análisis factorial

llevado a cabo según se expone en la metodología de Borja et al. (2006), las

estaciones del área costera próxima al Nervión se pueden clasificar como en Muy

Buen Estado la L-N10 (con un EQR= 0,85, en el límite con el Buen Estado) y en

Buen Estado la L-N20.

3.6 Resumen

En resumen, se puede decir que, hasta comenzar este estudio, el conocimiento que

se tenía del área era el siguiente:

- Durante décadas se estuvieron vertiendo escorias y polvos de acería, en

cantidades bastante elevadas (más de 200.000 t al año).

- Tras 10 años de que cesaran los vertidos la zona, aunque ésta es

mayoritariamente arenosa en la composición de los sedimentos, sigue

presentando altos niveles de metales pesados en el sedimento, en algunos

casos 3 veces superiores a los de los estuarios, siendo las concentraciones

más elevadas de toda la costa vasca.

- El índice de carga contaminante en los sedimentos de la zona está alrededor

de 1,5 veces por encima del límite de contaminación, situándose en un nivel

de contaminación entre moderado y fuerte (sólo teniendo en cuenta la

concentración), dependiendo de los años.

- Las concentraciones de metales se sitúan por encima de los niveles bajos de

toxicidad. Sin embargo, los metales más abundantes están como fracción



residual (fracción metálica) o no biodisponible, en un 75-90% de su

concentración.

- Posiblemente debido a esta baja biodisponibilidad, y a pesar de los niveles

de concentración, no hay un reflejo importante en la afección a las

comunidades bentónicas, puesto que la zona se encuentra en Buen Estado

Biológico para el bentos, respecto de las zonas adyacentes, que están en Muy

Buen Estado.

A partir de este conocimiento planteamos el estudio con el fin de conocer mejor la

extensión y afección potencial de estos vertidos.


4. Métodos 19/70 © AZTI Tecnalia 2006

4. MÉTODOS

4.1 Planteamiento del estudio

A partir del conocimiento previo comentado se optó por hacer el planteamiento de

estudio mostrado en la Figura 7.

Figura 7. Planteamiento del estudio de la zona de Sopelana.

Así, en un primer momento se debía hacer un estudio geofísico de la zona de vertido

y zonas adyacentes, hasta la costa, por si los materiales hubieran sido

transportados; una vez localizadas estructuras que pudieran estar en relación con

las escorias, se tomarían hasta 60 muestras de sedimento para analizar la

granulometría y la materia orgánica; de ellas se analizarían hasta 40 muestras

para caracterizar la concentración de metales pesados; de las muestras más

contaminadas se escogerían hasta 20 para hacer un estudio ecotoxicológico

(mediante Microtox) y, de ellas, se escogerían algunas muestras para hacer un



estudio mediante anfípodos. Finalmente, con estos datos, se podría evaluar el

riesgo que las escorias presentan hoy en día.

4.2 Estrategia de muestreo

Para la toma de muestras de sedimentos se utilizó la siguiente estrategia (ver

Figura 8):

- Entre 5 y 40 m de profundidad las muestras se tomaron mediante

buceadores, de manera que se pudiera comprobar visualmente los datos

geofísicos proporcionados por la sonda (sólo en aquellos lugares donde había

sustrato blando o donde se vieron estructuras singulares que pudieran estar

en relación con los vertidos de escorias). Para ello se dispone de una

embarcación neumática Valliant de 7,5 m de eslora y 2,4 m de manga,

equipada con dos motores fueraborda de 90 HP cada uno.

- Entre 40 y 60 m de profundidad se utilizó la mencionada embarcación,

equipada con una maquinilla para la toma de muestras de sedimentos

mediante dragas. En el presente caso se usaron dragas de tipo Box-Corer,

para la toma de muestras.

- Para profundidades mayores de 60 m se utilizó el barco oceanográfico

"Ortze" de 19 m de eslora y manga de 6 m, también equipado con

maquinillas la toma de muestras de sedimentos mediante dragas.

Los muestreos se realizaron en diferentes días de septiembre, octubre, y diciembre

de 2005 y mayo de 2006 (Tabla 1). Se tomaron 78 muestras, aunque finalmente sólo

fueron válidas para análisis 50, ya que la zona era mayoritariamente de sustrato

duro. Además se añadieron tres muestras hacia el este, con objeto de observar si

había un transporte de materiales o acumulación de contaminantes.



Tabla 1. Posición de las estaciones muestreadas, junto con la fecha de muestreo, tipo de sustrato, profundidad y método de muestreo.

Muestra Latitud Longitud Día sustrato Profundidad Muestreo Muestra Latitud Longitud Día sustrato Profundidad Muestreointercal-1 43 23.08740 3 1.96740 22-sep roca-arena 10.2 Buceo intercal-40 43 24.43860 2 59.35260 24-oct lajas-arena 22.8 buceointercal-2 43 23.39760 3 2.27100 22-sep piedras-arena 25.7 Buceo intercal-41 43 24.69000 2 59.69220 roca sondaintercal-3 43 23.78280 3 2.64780 22-sep arena 35.8 Buceo intercal-42 43 24.80820 3 0.00600 roca sondaintercal-4 43 24.19980 3 3.08460 07-oct arena 43 Box-core intercal-43 43 25.710 3 0.804 17-oct roca 61 box-coreintercal-5 43 23.38020 3 1.83600 22-sep arena 20.2 Buceo intercal-44 43 24.57060 2 58.75440 roca sondaintercal-6 43 23.56020 3 2.07180 22-sep arena 29.4 Buceo intercal-45 43 24.67620 2 58.97760 24-oct arena 20.8 buceointercal-7 43 23.75160 3 2.26080 22-sep arena 36.4 Buceo intercal-46 43 24.84840 2 59.21400 roca sondaintercal-8 43 23.55180 3 1.51980 24-oct lajas-poca arena 27.5 Buceo intercal-47 43 25.03860 2 59.54280 roca sondaintercal-9 43 23.70420 3 1.73760 22-sep piedra-arena 31.2 Buceo intercal-48 43 25.782 3 0.209 17-oct arena gruesa 59 box-core

intercal-10 43 23.88900 3 1.92660 22-sep lajas-arena 37.7 buceo intercal-52 43 26.076 2 59.799 17-oct arena gruesa 56 box-coreintercal-11 43 24.06180 3 2.05620 22-sep lajas-arena 43.1 buceo intercal-55 43 27.318 2 55.750 17-oct grava-arena 56 box-coreintercal-12 43 24.43500 3 2.39040 07-oct arena 47 Box-core intercal-57 43 27.983 2 53.472 17-oct arena gruesa 66 box-coreintercal-13 43 23.28960 3 1.01580 roca sonda intercal-58 43 26.74140 2 53.83260 07-oct arena gruesa 35 box-coreintercal-14 43 23.41740 3 1.29120 24-oct arena-fango 21.1 buceo intercal-59 43 25.96800 2 48.30960 roca sondaintercal-15 43 23.62980 3 1.37880 24-oct roca 27.6 buceo intercal-60 43 26.73420 2 48.37620 07-oct arena fina 31 Box-coreintercal-16 43 23.79660 3 1.58520 22-sep lajas-arena 31.2 buceo intercal-61 43 25.20 3 3.70 roca sondaintercal-17 43 23.98560 3 1.75260 22-sep lajas-arena 36.3 buceo intercal-62 43 25.38 3 2.62 19-dic Roca 67 Box-coreintercal-18 43 23.49360 3 0.54840 roca sonda intercal-63 43 25.54 3 2.00 19-dic grava 66 Box-coreintercal-19 43 23.68860 3 0.73320 24-oct arena 22.5 buceo intercal-64 43 25.78 3 1.35 19-dic arena gruesa 67 Box-coreintercal-20 43 23.96520 3 1.15080 24-oct laja-arena 34.7 buceo intercal-65 43 26.00 3 0.70 19-dic Roca 65 Box-coreintercal-21 43 25.335 3 2.197 17-oct arena-fango 62 box-core intercal-66 43 26.27 3 0.10 19-dic arena gruesa 67 Box-coreintercal-22 43 24.43860 3 1.73160 07-oct piedra-arena 47 box-core intercal-67 43 25.60 3 3.50 roca sondaintercal-23 43 23.63520 3 0.12780 roca sonda intercal-68 43 25.77 3 2.73 19-dic Fango 72 Box-coreintercal-24 43 23.76720 3 0.39780 24-oct arena fina 21.1 buceo intercal-69 43 26.00 3 2.10 19-dic arena gruesa 72 Box-coreintercal-25 43 23.99640 3 0.67320 24-oct arena 31.2 buceo intercal-70 43 26.14 3 1.55 19-dic arena fangosa 73 Box-coreintercal-26 43 24.31080 3 1.08960 roca sonda intercal-71 43 26.32 3 1.00 19-dic Roca 73 Box-coreintercal-27 43 24.55800 3 1.39320 roca sonda intercal-72 43 26.58 3 0.28 19-dic arena compacta 70 Box-coreintercal-28 43 24.00060 2 59.64300 roca sonda intercal 73 43 26.00 3 2.45 19-dic arena fangosa 71 Box-coreintercal-29 43 24.06840 3 0.11400 24-oct lajas-arena 26.1 buceo intercal 74 43 25.90 3 3.60 roca sondaintercal-30 43 24.13140 3 0.42060 roca sonda intercal 75 43 26.15 3 3.00 19-dic arena compacta 73 Box-coreintercal-31 43 25.379 3 1.206 17-oct grava-arena 56 box-core intercal 76 43 26.30 3 2.35 19-dic arena compacta 71 Box-coreintercal-32 43 24.67080 3 1.13520 07-oct arena gruesa 48 box-core intercal 77 43 26.55 3 1.70 19-dic arena compacta 76 Box-coreintercal-33 43 24.23340 3 0.34320 24-oct lajas-arena 32.1 buceo intercal 78 43 26.65 3 1.25 19-dic Roca 76 Box-coreintercal-34 43 24.44580 3 0.41280 24-oct piedras-arena 33.8 buceo intercal 79 43 26.80 3 0.45 19-dic arena compacta 72 Box-coreintercal-35 43 24.33840 3 0.14520 24-oct roca-arena 29.2 buceo intercal 80 43 26.35 3 2.70 19-dic arena compacta 70 Box-coreintercal-36 43 24.54840 3 0.27060 24-oct roca-arena 36.2 buceo intercal-24(2) 43 23.76720 3 0.39780 17-may arena fina 20 Box-coreintercal-37 43 24.47400 2 59.94840 24-oct lajas-arena 27.3 buceo intercal-64(2) 43 25.78 3 1.35 17-may arena gruesa 69 Box-coreintercal-38 43 24.61260 3 0.12060 24-oct roca-arena 35.6 buceo intercal-68(2) 43 25.77 3 2.73 17-may Fango 73 Box-coreintercal-39 43 24.27540 2 59.05140 roca sonda intercal-69(2) 43 26.00 3 2.10 17-may fango 73 Box-core



Figura 8. Mapa con la posición de las estaciones de muestreo de sedimentos (en rojo), junto con las estaciones de muestreo de la Red de Calidad (en verde) y la zona aproximada de vertido de las escorias (cuadrado). Nota: las líneas perpendiculares a la costa indican el área excluida al fondeo, debido a la presencia de cables submarinos.

L-N10

L-N20



4.3 Prospección mediante sonda multihaz

Esta técnica se empleó con el objeto de caracterizar el lecho marino de la zona de

estudio, así como para tratar de localizar estructuras singulares que pudieran estar

relacionadas con acúmulos de escorias procedentes de AHV. A continuación se

presenta una descripción de los equipos y la metodología que se ha empleado en

este trabajo.

4.3.1 Sonda multihaz

La sonda multihaz es una técnica acústica de alta precisión. Su principio de

funcionamiento es el mismo que el de la ecosonda tradicional, y se basa en la

emisión de un pulso acústico y la recepción del eco proveniente del lecho marino. La

profundidad entre el emisor (transductor) y el lecho marino es calculada a partir

del tiempo requerido por la señal acústica en recorrer la distancia entre el

transductor y el fondo y desde el fondo hasta el receptor (Figura 9).

La mayor parte de los sistemas multihaz están compuestos por dos series de

cerámicas piezo-eléctricas unidas a un transductor que puede estar fijado en el

casco o portátil. Una de las series produce la señal acústica de transmisión,

mientras que la otra genera las que se reciben. El producto de las dos series resulta

en un pulso con forma de abanico (Figura 9).

El equipo empleado en el estudio es el SeaBat 8125. Se trata de un sistema de

ecosonda multihaz enfocado de alta resolución con frecuencia de operación de 455

kHz. Consta de un total de 240 haces en un sector angular de 120º. La energía

acústica emitida tiene la forma de un pulso con forma de lóbulo, muy estrecho a lo

largo del transecto (0,5º) y ancho en dirección perpendicular al transecto (1º). La

velocidad de emisión y recepción de pulsos es de 40 por segundo, con lo que la

adquisición de datos puede ser realizada hasta un máximo de 12 nudos de

velocidad. La resolución en profundidad es de 6 mm y, por tanto, el grado de



precisión de este equipo cumple el Orden especial de la Organización Internacional

de Hidrografía.

Figura 9. Sistema de sonda multihaz utilizado en este estudio. A la inquierda, modelo conceptual de su funcionamiento. A la derecha, la embarcación de nombre “Argi” y que ha sido utilizada para los muestreos (la flecha indica la posición en la que se encuentra instalado el transductor de la sonda).

Si bien la sonda multihaz es un equipo capaz de obtener información del lecho

marino con una cobertura del 100%, esto no significa que todos los elementos del

fondo marino puedan ser detectados (resolución). Esto es debido a que las

multihaces están compuestas por un número finito de pulsos, por lo que existe un

límite en la resolución espacial mínima que puede ser conseguida y, por tanto, el

tamaño del objeto que puede ser detectado con una sonda multihaz (Hughes-

Clarke, 1998). Los principales factores que influyen en la detectabilidad de la sonda

son la dimensión de la huella acústica (y su dependencia con el ancho del pulso

generado por la multihaz), y la profundidad. A medida que el ancho de pulso

aumenta, o aumenta la distancia entre el transductor y el fondo, la huella acústica

aumenta. Por tanto, la sonda sólo puede detectar aquellos objetos que sean

mayores que la huella acústica. La capacidad de detección de la extensión del

objeto está controlada por la densidad de los sondeos, y específicamente, cuántos

pulsos individuales interrogan el objetivo (número de impactos), para que la forma

del objeto pueda ser delineada. Debido a que el sónar está físicamente montado en



el casco de la embarcación, cualquier parámetro que altere la posición de la

embarcación, y por tanto, la localización del barrido, puede variar la densidad de

los sondeos (¡Error! No se encuentra el origen de la referencia.2).

Además de la propia sonda multihaz propiamente dicha, el sistema de muestreo

está compuesto por una serie de periféricos sincronizados entre sí que permiten la

corrección de los datos y la optimización del rendimiento (Figura 10). Son los

siguientes:

• El sistema de posicionamiento por GPS es un receptor de la firma Trimble;

modelo AgGPS132. Este equipo posee una frecuencia de muestreo de 10 Hz

(10 posiciones por segundo) y tiene varias posibilidades de recepción de las

correcciones diferenciales. Esto permite tener una precisión submétrica en

el valor calculado de la posición. Para ello, son requeridos dos o más

receptores. Uno es utilizado como referencia o base y su posición es conocida.

De esta forma, se puede calcular en todo momento la diferencia entre la

posición real y la obtenida con los satélites y, con ello, las correcciones a

realizar. La otra estación es móvil y va instalada en la embarcación. En este

proyecto, se han utilizado las correcciones diferenciales en tiempo real

proporcionadas por Radiobeacon. Se trata de estaciones de referencia

situadas en faros y que emiten los valores de correcciones diferenciales

siguiendo estándares de IALA (Internacional Association of Marine Aids to Navigation and Lighhouse Authorities). Estas correcciones son aplicadas en

tiempo real a las posiciones obtenidas por el GPS instalado en la embarción.



Tabla 2. Relación de profundidades y posición angular del haz respecto a la resolución horizontal del equipo.

Profundidad (m)

Posición del pulso en grados

Ancho del pulso perpendicular al

transecto

Ancho del pulso en la dirección del transecto

Tamaño de la huella acústica a lo largo

del transecto

Tamaño de la huella acústica en

perpendicular al transecto

5 0 0,5 1 0,09 0,04 5 10 0,5 1 0,09 0,04 5 20 0,5 1 0,09 0,05 5 30 0,5 1 0,10 0,06 5 40 0,5 1 0,11 0,07 5 50 0,5 1 0,14 0,11 5 60 0,5 1 0,17 0,17

10 0 0,5 1 0,17 0,09 10 10 0,5 1 0,18 0,09 10 20 0,5 1 0,19 0,10 10 30 0,5 1 0,20 0,12 10 40 0,5 1 0,23 0,15 10 50 0,5 1 0,27 0,21 10 60 0,5 1 0,35 0,35 15 0 0,5 1 0,26 0,13 15 10 0,5 1 0,27 0,13 15 20 0,5 1 0,28 0,15 15 30 0,5 1 0,30 0,17 15 40 0,5 1 0,34 0,22 15 50 0,5 1 0,41 0,32 15 60 0,5 1 0,52 0,52 20 0 0,5 1 0,35 0,17 20 10 0,5 1 0,35 0,18 20 20 0,5 1 0,37 0,20 20 30 0,5 1 0,40 0,23 20 40 0,5 1 0,46 0,30 20 50 0,5 1 0,54 0,42 20 60 0,5 1 0,70 0,70 30 0 0,5 1 0,52 0,26 30 10 0,5 1 0,53 0,27 30 20 0,5 1 0,56 0,30 30 30 0,5 1 0,60 0,35 30 40 0,5 1 0,68 0,45 30 50 0,5 1 0,81 0,63 30 60 0,5 1 1,05 1,05 40 0 0,5 1 0,70 0,35 40 10 0,5 1 0,71 0,36 40 20 0,5 1 0,74 0,40 40 30 0,5 1 0,81 0,47 40 40 0,5 1 0,91 0,59 40 50 0,5 1 1,09 0,84 40 60 0,5 1 1,40 1,40 50 0 0,5 1 0,87 0,44 50 10 0,5 1 0,89 0,45 50 20 0,5 1 0,93 0,49 50 30 0,5 1 1,01 0,58 50 40 0,5 1 1,14 0,74 50 50 0,5 1 1,36 1,06 50 60 0,5 1 1,75 1,75



Figura 10. Arquitectura del sistema multihaz empleado en el estudio.

• La detección de los movimientos de la embarcación se realiza mediante una

Unidad de Referencia Vertical de la casa Ixsea; modelo OCTANS III. Este

sensor permite estimar los movimientos y aceleraciones de la embarcación

en los tres ejes espaciales y poder utilizar estos valores para realizar las

correcciones de los datos obtenidos con la sonda multihaz. El equipo está

compuesto por tres girocompases de fibra óptica en estado sólido y tres

acelerómetros. Se trata de un completo sensor de movimiento con salidas de

cabeceo, balanceo, vaivén, escora, oleaje, velocidad, aceleración, así como

rumbo real. Posee además un filtro auto-adaptativo de estimación de oleaje,

para calcular los parámetros del filtro de cabeceo en tiempo real. Como



resultado, el funcionamiento es siempre óptimo cualquiera que sean las

condiciones y el barco.

• Las mediciones del perfil de velocidad del sonido en el agua se han realizado

mediante un perfilador (SVP; Sound Velocity Profiler) de la firma

Navitronic; modelo SVP14, con una resolución de 0,1m.s-1. Se ha realizado,

al menos, una cada día de muestreo, incluso dos en los casos en los que se ha

considerado conveniente para garantizar la máxima calidad de los datos de

la sonda. La velocidad de transmisión de las ondas acústicas en el agua

depende principalmente de la temperatura y salinidad; y a su vez, estos

parámetros varían en función de la profundidad a causa de la estratificación

del agua de mar, la cual es especialmente intensa en verano. La forma en la

que se obtiene el perfil de velocidad del sonido es descendiendo el equipo

hasta alcanzar la profundidad deseada, durante el descenso el sensor mide

la velocidad del sonido a intervalos de medio metro de profundidad y cada

medio metro de profundidad. A lo largo del trayecto, el equipo realiza las

mediciones de la velocidad del sonido mediante medición directa. Una vez

obtenido el perfil, se incluye en el software de adquisición de datos de la

sonda para que se apliquen las correcciones de los valores de la sonda en

tiempo real.

• El sensor de velocidad del sonido en superficie empleado ha sido un equipo

de la firma Navitronic; modelo SVP-C. Este equipo está instalado en el casco

de la embarcación, cerca del transductor de la sonda. Permite obtener la

velocidad del sonido en la superficie del mar en tiempo real, con una

resolución de 0,1 m.s-1. Está conectado directamente al procesador de la

sonda, de forma que las correcciones de la velocidad de transmisión de las

ondas acústicas es aplicada también en tiempo real. Este equipo es

empleado a fin de corregir pequeñas variaciones en superficie de la

velocidad del sonido en el agua. Es especialmente necesario cuando la



embarcación navega por masas de agua de diferentes características, como

puede suceder en puertos, estuarios y desembocaduras de rías.

• Finalmente, el Software utilizado ha sido el PDS 2000 de la firma Reson.

Este software es empleado para configurar y sincronizar todos los equipos

que integran el sistema de adquisición de datos con la sonda. Entre las

aplicaciones posibles, es empleado para la realización del calibrado; en esta

fase se determinan los ángulos de montaje del sensor de la sonda multihaz

con relación a la cuadrícula del buque, además se realiza una calibración

para conocer el retraso, balanceo, cabeceo y deriva de los datos que se

aplican a los datos adquiridos por la sonda. El software es empleado

también durante la adquisición y la presentación de los datos durante el

muestreo, tanto para los operadores como para el patrón encargado de

gobernar la embarcación. El programa permite también el procesado de los

datos de multihaz, mediante el módulo de edición, con varias posibilidades

de aplicación de filtros para automatizar la eliminación de datos erróneos. Y

finalmente, es posible la representación de los modelos digitales del terreno

en 2 o 3 dimensiones, así como el dibujo de mapas y generación de planos en

formato CAD.

4.3.2 Embarcación

La embarcación utilizada para los trabajos de campo dispone de mucha maniobra y

poco calado, y por tanto, es especialmente adecuada para realizar muestreos tanto

cerca de la costa como en puertos y estuarios. Posee un puente cerrado y acceso

directo al interior desde el puente. Además existe espacio suficiente para la

instalación de equipos científicos y albergar hasta tres operarios y patrón (Figura

11).

A continuación se detallan las características técnicas de la embarcación:

• NOMBRE: Argi



• MARCA: GuyCoach 1.500

• ESLORA: 9,5 m

• MANGA: 3,50 m

• CALADO: 1 m

• MOTORES: 2 x 150 C.V. marca Volvo

• ELECTRICIDAD: 12 v., 24 v. Contínua y 220 v. Alterna

• ARQUEO: 9,19 t

• Piloto automático

• GPS diferencial

• Telefonía VHF

Figura 11. Detalle de la embarcación empleada para los trabajos de campo y la posición relativa de los elementos que componen el sistema multihaz.

4.3.3 Desarrollo de los trabajos de campo

La adquisición de los datos se llevó a cabo en dos fases. En la primera, se cubrió la

zona comprendida entre Punta Galea y Punta Txitxarro (Gorliz), entre los 5 y 50 m

de profundidad. Estos trabajos se realizaron durante el mes de agosto de 2005,



concretamente los días 17, 18, 24, 25, 26, 29 y 30. En la segunda fase, se realizó el

muestreo del área más profunda. Este trabajó se llevó a cabo el 17 de mayo de

2006.

Como norma, se adoptó el criterio de evitar la adquisición de datos si la altura del

oleaje superaba 1,5 m.

Antes de comenzar la toma de datos se realizó un perfil de velocidad del sonido de

la columna de agua cada día de muestreo.

Durante los trabajos de adquisición de datos, los transectos se espaciaron

considerando siempre el 100% de cobertura de la superficie muestreada. La

cobertura obtenida en cada transecto o pase depende de la profundidad, por lo que

los transectos fueron diseñados con cierto grado de solapamiento a fin de evitar

espacios vacíos de datos, en la medida de lo posible.

Además de los datos batimétricos también se han registrado datos de reflectividad

acústica del fondo marino. Estos datos permiten analizar la impedancia acústica

del fondo o, lo que es lo mismo, la porción de energía acústica que es reflejada por el

lecho marino o los objetos que yacen sobre él. Este tipo de información permite

resaltar los fondos de diferente naturaleza y los objetos que yacen sobre el lecho

marino.

Fueron registrados y analizados dos tipos de reflectancia acústica: el del sónar de

barrido lateral y “snippet”. El sónar de barrido lateral forma una imagen del eco

marino que puede ser utilizado para localizar e identificar formas del fondo marino.

Cada pulso del sónar es utilizado para producir una línea de datos. Cada línea

contiene series de amplitudes representando la señal de retorno respecto al tiempo

o el rango. Una mayor amplitud indica una reflexión fuerte, lo que puede ser

causado por una superficie más reflectiva o una superficie del objeto orientada

hacia el transductor. Las amplitudes bajas, pueden ser sombras o superficies

menos reflectivas. Cuando se combinan y representan estas series de líneas a



medida que la embarcación se desplaza, se obtiene una imagen 2D de detalle del

fondo marino a ambos lados de la embarcación.

Por otro lado, los “snippets” son series de valores de amplitud de la señal reflejada

en cada huella acústica. Por tanto, se genera un valor de “snippet” por cada uno de

los pulsos emitidos por la sonda. El producto final es similar a la imagen obtenida

con el sónar de barrido lateral, pero con la diferencia de poder procesar los datos de

cada uno de los pulsos individualmente.

4.3.4 Procesado de datos

Los datos obtenidos durante las campañas con sonda multihaz fueron procesados

meticulosamente mediante la utilización de programas informáticos específicos.

Durante los trabajos de procesado, los datos fueron filtrados y se controló su

calidad. Una vez de que los registros fueron corregidos se les aplicó la corrección de

marea según el registro del mareógrafo de la REDMAR, propiedad de Puertos del

Estado y situado en el dique de Punta Lucero. Finalmente, se generaron los

modelos digitales del terreno (MDT) de 1 m y 2 m de resolución.



4.4 Método de análisis de sedimentos

4.4.1 Preparación de las muestras

Para el cálculo de la granulometría se utilizaron aproximadamente 200 g de

muestra seca. La muestra se lavó en un tamiz para eliminar la fracción menor de

31 µm. Tras volver a secar y pesar para evaluar la pérdida de la fracción más fina,

el remanente se tamizó mediante una columna de 14 tamices CISA con intervalos

de 0,5 phi desde 4 mm hasta 63 µm, según la escala geométrica de Wentworth

(Krumbein y Slass, 1969), en tandas de 30 minutos hasta obtener una fracción fina

inferior a 0,5 g pesándose cada fracción.

Por otra parte, teniendo en cuenta que la mayoría de los contaminantes en los

sedimentos se asocian a las partículas de menor tamaño, se realizó una

caracterización granulométrica de los sedimentos hasta tamaños de grano del

orden de 1 µm mediante un granulómetro BECKMAN-COULTER LS 13 320 por

difracción láser. Este método de tamizado en húmedo cumple la Norma ISO 13 320

y se relaciona de forma adecuada con las distribuciones obtenidas por

granulometría clásica (en escala phi o en ASTM) mediante la selección de los

canales de tamaño apropiados.

La Materia orgánica se calculó sobre dos submuestras en cada punto. Se secaron y

calcinaron 30 g de sedimento, convenientemente homogeneizado para evitar

agregaciones y heterogeneidad. La diferencia entre peso seco y peso calcinado se

tomó como índice del contenido de materia orgánica en el sedimento.

Para analizar los metales, las muestras de sedimento se secaron en la estufa a 60ºC

durante 48 h y se tamizaron en diferentes tamaños de partícula. Se analizó

únicamente la fracción de tamaño de partícula inferior a 63 µm.



4.4.2 Preparación de los extractos

Se pesó 1 g de sedimento seco, se añadió HCl y HNO3 en proporción (2:1) y se

introdujo en un microondas digestor de muestras (Multiwave 3000, Anton Paar)

durante 20 min. a una potencia máxima de 1.400 W, para la extracción de los

metales a una fase acuosa. La fase líquida se separó de la sólida mediante

centrifugación, y se llevó a un volumen final de 50 mL. Los extractos se guardaron

en la oscuridad y a 4ºC hasta su análisis.

4.4.3 Análisis

El análisis de los extractos se efectuó mediante Espectroscopía de Absorción

Atómica (AAnalyst 800, autosampler AS800 y Autosampler AS90, Perkin Elmer).

Se utilizaron diferentes métodos de atomización en función de las características de

cada metal y de su concentración. Cobre, Zinc, Plomo, Níquel, Hierro, Manganeso y

Cromo se analizaron por atomización en llama. Mercurio por reducción y vapor frío

en cámara de cuarzo. Arsénico mediante la técnica de hidruros en cámara de

cuarzo y, por último, Cadmio por atomización electrotérmica en horno de grafito.

Para la calibración se utilizaron patrones preparados por sucesivas diluciones a

partir de patrones comerciales certificados de 1.000 µg·mL-1 (Perkin Elmer, Merck).

Se realizaron 3 réplicas de cada medida, tomándose como criterios de calidad RSD

inferiores al 2% para señales superiores a 0,2 unidades de absorbancia y

desviaciones estándar inferiores a 0,004 para señales inferiores a 0,2.

El método analítico completo (extracción y análisis) se validó mediante el uso de

materiales de referencia de sedimentos marinos (PACS-2 del Instituto Nacional de

Investigaciones de Canadá, CNRC). Se realizaron dos réplicas en diferentes días.

Los valores obtenidos en este trabajo se encuentran en el rango de los valores

certificados por el CNRC para el material de referencia citado. Las desviaciones

más significativas se registraron para Cromo y Manganeso, con valores inferiores



al certificado. Estas diferencias nunca fueron superiores al 12% y su constancia a la

baja debería a una menor eficacia, para estos metales, del método de extracción

utilizado respecto a métodos de “extracción total”.

Los resultados obtenidos aparecen expresados en mg de metal por kg de sedimento

seco, con un RSD inferior al 2%.



4.5 Métodos ecotoxicológicos

Las pruebas se realizaron entre octubre de 2005 y junio de 2006. Las muestras se

mantuvieron refrigeradas a 4ºC durante el tiempo que transcurrió desde su

recogida en el mar hasta comenzar los ensayos, que no superó dos meses. En total

se analizaron 18 muestras.

Las muestras se sometieron a una primera fase de evaluación de su toxicidad

aplicando un test Microtox®. Este test es rápido y puede utilizarse como

herramienta de “screening” o exploración. Esto es, ante un resultado positivo

(tóxico) el sedimento se vuelve a evaluar con otra especie de mayor relevancia

ecológica, y ante un resultado negativo (no tóxico) se descarta su toxicidad. Para

estimar la toxicidad de un sedimento, el test Microtox® se basa en la inhibición de

la bioluminiscencia producida por la bacteria Vibrio fisheri. Para ello, el protocolo

seguido fue Microtox® Solid Phase Test SPT, test sobre la fase sólida de la muestra,

que está descrito en el manual que acompaña al aparato (AZUR Environmental,

1998). Se empleó un aparato Microtox® modelo 500 junto con un baño termostático

modelo Frigiterm-10, a temperatura de 15ºC.

A grandes rasgos, el análisis consistió en realizar una serie de diluciones a partir

de la muestra de sedimento, agregar a cada una de ellas una cantidad homogénea

de bacterias (Vibrio fisheri) y medir la bioluminiscencia producida en cada dilución.

A partir de una regresión logarítmica entre la concentración de sedimento y la

bioluminiscencia registrada en cada una de ellas se obtuvo para cada muestra el

EC50 expresado en mg l-1. Este dato equivale a la concentración de sedimento a la

cual se produce el 50% de la inhibición de la bioluminiscencia. Finalmente,

realizando una corrección para el porcentaje de humedad del sedimento, los datos

de EC50 se expresaron en unidades de peso seco. No se realizó una corrección para

el efecto de la fracción de finos. Aunque se sabe que el tamaño de grano interfiere

con el test, por el efecto de la adherencia de las bacterias a los finos y la

consiguiente disminución de la bioluminiscencia (Ringwood et al., 1997), las



fórmulas para la corrección de este efecto actualmente están en fase de revisión por

el CEDEX. Los resultados del test Microtox® también se expresaron en unidades de

toxicidad (UT). Para ello, el EC50 (mg l-1) se dividió entre 10.000, de forma que

quedara expresado como EC50 (%). A continuación se calculó su valor inverso: UT =

1/ EC50 (%). Estas unidades son útiles para realizar análisis de correlación (por

ejemplo, con los contaminantes) ya que los datos quedan así normalizados.

Para determinar la toxicidad de una muestra se tomó como valor guía el

establecido por la agencia ambiental canadiense (Chevrier y Topping, 1998). Así,

aquellas muestras que presentaron un EC50 inferior o cercano a 1.000 mg l-1 se

consideraron potencialmente tóxicas y se sometieron a una segunda fase de análisis

con un test de anfípodos.

Los anfípodos del género Corophium se encuentran entre los organismos más

utilizados en Europa en pruebas de toxicidad. En este trabajo se empleó un test que

conlleva 10 días de contacto con el sedimento y al cabo de ese tiempo se contabiliza

el número de organismos supervivientes. La metodología está descrita en varias

publicaciones (Schipper et al., 1999; OSPAR Commission, 2005). Primero fue

necesario obtener del orden de 500-1.000 anfípodos (Corophium urdaibaiense y

Corophium multisetosum). Con este fin se realizaron varios muestreos en el

estuario de Urdaibai y en el del Bidasoa (Figura 12). El procedimiento para

capturar los anfípodos consistió en recoger el sedimento de la capa superficial (los

primeros 10 cm) y tamizarlo mediante cedazos de 1 mm de luz de malla. El

material retenido, compuesto por los anfípodos mezclados con restos vegetales,

arena y otros organismos, fue introducido en botes con agua del propio lugar de

muestreo. En el mismo hábitat de la especie se recogió sedimento que se utilizaría

en el mantenimiento de los organismos y como control durante el bioensayo.

También se recogió agua para el inicio del mantenimiento y el registro de la

salinidad de partida.



Figura 12. Muestreo de anfípodos en el estuario de Urdaibai.

Al llegar al laboratorio los anfípodos fueron cuidadosamente separados e

introducidos en bandejas de mantenimiento preparadas con sedimento y agua.

Durante 7-14 días se mantuvieron en una cámara en condiciones de temperatura,

luz y oxigenación controladas. Se realizaron tres cambios de agua por semana

durante este periodo para prevenir problemas debidos a la acumulación de amonio

y para ajustar la salinidad a 32 psu (salinidad que exige el protocolo). El agua se

obtuvo mediante la mezcla de agua de mar y agua mineral.

Un día antes del comienzo del test, el sedimento problema y el control se tamizaron

por una malla de 1 mm. Una cantidad aproximada de 200 ml se depositó en cada

vaso de precipitados de 1 l. Se añadió agua de mar filtrada (32 psu) y se dejó que

decantase el sedimento removido. El día de inicio del experimento se seleccionaron

grupos de anfípodos de 20 individuos sanos y se introdujeron en los vasos, que se

dejaron en una cámara climática con aireación constante (Figura 13). La

temperatura de la cámara se mantuvo cercana a 15 º C, y se programó un ciclo

diario de 16 horas de luz y 8 de oscuridad.



Figura 13. Realización del test de anfípodos.

En tres ocasiones a lo largo del experimento se realizó un control de temperatura,

salinidad, pH y porcentaje de saturación de oxígeno en el agua utilizando una

multisonda YSI. Las variables se mantuvieron dentro de los límites aceptados, que

son los que figuran en el protocolo de OSPAR Commission (2005): temperatura

entre 13 y 17ºC; salinidad entre 28 y 36; pH entre 7,5 y 8,5; oxígeno superior a 85%.

Transcurridos los 10 días del bioensayo se tamizó el contenido de cada vaso y se

contó el número de supervivientes, a partir del cual se calculó el porcentaje de

mortalidad sobre la cantidad inicial de organismos. Para determinar si existían

diferencias significativas entre la muestra problema y el control se realizó un

análisis paramétrico de comparación de medias (t-student) entre el número de

supervivientes en ambos tratamientos, previa transformación angular (arc sin √p)

(ICES, 2001). El nivel de confianza aceptado fue del 95% (p < 0,05). Siguiendo el

criterio de diversas normativas sobre material de dragado (EEUU, Holanda, Hong

Kong, España), para clasificar un sedimento en la categoría de tóxico la mortalidad



en dicha muestra deberá superar de forma significativa a la del control en más de

un 20 % (Belzunce y Castro, 2004).


5. Resultados 41/70 © AZTI Tecnalia 2006

5. RESULTADOS

5.1 Estudio geofísico

En términos geológicos la zona de estudio se localiza en la unidad de Oiz, sector de

Gernika (EVE, 1994). Al igual que el resto de la costa vasca, ésta zona se

caracteríza por la existencia de acantilados costeros correspondientes a los

sistemas del Cretácico y Terciario, con plataforma de abrasión bien definida y

jalonado por pequeñas playas (Gorrondatze, Barinatze, Atxabiribil y Barrika)

encajadas entre promontorios de material menos erosivo.

En la Figura 14 se observa la batimetría de la zona, determinada con la sonda

multihaz. Las profundidades coinciden relativamente bien con la carta náutica de

la zona superpuesta. El cuadrado azul se corresponde con la zona oficial de vertido,

que se halla entre los 62 y 80 m de profundidad.

Figura 14. Batimetría de la zona, determinada con la sonda multihaz, comparada con la carta náutica.



A partir del modelo digital del terreno se generó un mapa de relieve sombreado

para ambas zonas cartografiadas mediante la ecosonda multihaz (Figura 15 y

Figura 16). Estos mapas mostraron la gran complejidad geomorfológica del lecho

marino.

Figura 15. Batimetría y textura de la zona costera entre punta Galea y Txitxarro Punta (Gorliz)

La mayor parte de la superficie del fondo marino está compuesta de fondos mixtos

de arena y roca, en el cual predomina la superficie rocosa. Los fondos rocosos están

compuestos por estratos de flysch con una orientación predominante NNW, sobre

ellos se distribuye una delgada capa de arenas gruesas y sólo en algunos lugares



aparecen lenguas de arena bien desarrolladas, pero en ninguno de los casos supera

los 3 m de potencia de sedimento (Iberinsa, 1994).

Figura 16. Batimetría y textura de la zona oficial del vertido.

En la misma área ha podido ser identificada una zona de vertidos, tal y como se

muestra en la Figura 17; aunque por sus características no se corresponden con la

zona oficial de vertido de las escorias de los AHV. Teniendo en cuenta el número de

vertidos y extensión de la zona podría considerarse que se traten de vertidos de

dragados de mantenimiento u obras del puerto. Algunos de los vertidos pueden ser

identificados de forma individual caracterizándose por su forma redondeada. Su

tamaño varía entre los 25 y 35 m de diámetro y pueden elevarse del lecho marino

circundante entre los 0,2 y casi 1 m. La reflectividad acústica de estas formas,

muestran que están constituidas de material más reflectivo, o lo que es lo mismo,

que el material del que están compuestos es más duro que el que lo rodea.



Probablemente se traten de vertidos compuestos por materiales heterogéneos y que

la acción dinámica del las corrientes marinas y el oleaje hayan sido los

responsables del transporte del material más fino permaneciendo solamente el

material más grueso. Los resultados de las dragas tomadas en esta zona han

mostrado un alto contenido en arenas. De todos modos, debe considerarse que la

caracterización sedimentológica depende en gran medida del punto exacto de la

toma de la muestra.

También se han visto algunas estructuras singulares en la zona de vertido

profunda (Figura 16). Todo esto indicaría que las escorias se han dispersado y

desmenuzado, pasando a formar parte de las arenas de la zona o bien

transportándose fuera del área de estudio la fracción más fina.

Figura 17. Varias marcas de vertido de materiales de dragado (enmarcadas en círculos rojos) localizadas a una profundidad aproximada de 40 m.



En concreto, la zona oficial de vertido de escorias cubre una superficie de 7,4 km2

(Figura 16); y como se ha dicho anteriormente, se localiza entre los 62 y 80 m de

profundidad. La mayor parte de la superficie está compuesta de fondos rocosos,

correspondientes a la continuación de los estratos de flysch de los acantilados

costeros. Existen zonas cubiertas por arenas pero de pequeño espesor, dada la

aparición regular de afloramientos rocosos en toda la zona. En este sentido, cabe

destacar la acumulación de sedimentos en la cara oeste de los estratos de flysch

causados por la corriente predominante en la zona.

Figura 18. Clasificación de los tipos de fondo obtenidos en este trabajo y mapa geológico de la zona terrestre. Modificado a partir del mapa geológico del EVE (1994).



Por otro lado, este trabajo ha servido para complementar el estudio geológico

terrestre del EVE (1994). Los resultados muestran que hay una clara continuidad

de las estructuras terrestres en la zona sumergida adyacente, habiéndose podido

clasificar los fondos marinos en diferentes hábitats (Figura 18).



5.2 Sedimentología

Como se ha visto en el apartado anterior, la zona presenta unos fondos

mayoritariamente duros. Cuando fue posible tomar muestras (50 sobre un total de

78) los sedimentos son principalmente arenosos, especialmente en las zonas menos

profundas (Tabla 3; Figura 19). Así, la media de arenas de las muestras es del 73%

(desviación de 23%) y 33 muestras tienen más de un 60% de arenas.

Tabla 3. Composición granulométrica y porcentaje de materia orgánica de las muestras analizadas.

Por otro lado, hay un grupo de estaciones con porcentajes elevados de gravas (13

estaciones por encima del 40%), mientras la media de porcentaje se sitúa en el 18%

y el valor más elevado es del 74% (estación 1)(Tabla 3).

Muestra Profundidad Mat. Org. Gravas Arenas Limos Muestra Profundidad Mat. Org. Gravas Arenas Limos(m) (%) (%) (%) (%) (m) (%) (%) (%) (%)

intercal-1 10.2 1.09 74.4 25.4 0.1 intercal-32 48 2.11 27.9 71.9 0.2intercal-2 25.7 1.99 51.6 48.2 0.2 intercal-33 32.1 2.22 0 91.4 8.6intercal-3 35.8 1.13 0 98.7 1.3 intercal-34 33.8 1.61 46.7 52.6 0.8intercal-4 43 1.67 0 98.6 1.4 intercal-35 29.2 2.46 42.8 57.1 0.1intercal-5 20.2 2.45 28.1 71.4 0.5 intercal-36 36.2 41 58.7 0.3intercal-6 29.4 1.46 0 99.9 0.1 intercal-37 27.3 1.48 47.9 51.8 0.3intercal-7 36.4 1.22 0 97 3 intercal-38 35.6 1.40 65.1 34.8 0.1intercal-8 27.5 2.54 0 100 0 intercal-40 22.8 2.06 0 97.9 2.1intercal-9 31.2 2.34 47 52.7 0.3 intercal-45 20.8 2.04 0 97.4 2.6

intercal-10 37.7 2.49 50.2 49.6 0.2 intercal-48 59 2.11 12.3 87.6 0.1intercal-11 43.1 1.46 0 96.6 3.4 intercal-52 56 1.91 10.4 89.5 0.1intercal-12 47 1.53 0 96.8 3.2 intercal-55 56 4.90 29.5 0.9 69.6intercal-14 21.1 3.53 0 88.1 11.9 intercal-57 66 1.00 27.8 72.1 0intercal-15 27.6 3.19 intercal-58 35 1.41 0.7 99.1 0.1intercal-16 31.2 2.03 39.3 60.2 0.5 intercal-60 31 1.25 0 97.9 2.1intercal-17 36.3 3.19 7.4 91.9 0.6 intercal-63 66 2.20 29.4 70.5 0.1intercal-19 22.5 2.07 0 100 0 intercal-64 67 4.14 10.7 86.1 3.2intercal-20 34.7 2.30 5.6 94.2 0.2 intercal-64(2) 69 2.70 20.1 79.6 0.3intercal-21 62 2.50 0.4 80.5 19.1 intercal-66 67 2.10 36.8 63.1 0.1intercal-22 47 46.5 53.1 0.4 intercal-68 72 4.08 0 53.3 46.7intercal-24 21.1 2.65 0 100 0 intercal-68(2) 73 4.45 0 35.03 64.97

intercal-24(2) 20 1.72 0.28 98.29 1.42 intercal-69 72 6.07 9.3 87.3 3.4intercal-25 31.2 2.43 0 96.5 3.5 intercal-69(2) 73 3.80 0 23.05 76.95intercal-29 26.1 2.26 0 97.6 2.4 intercal-70 73 3.11 0 25.4 74.8intercal-31 56 1.65 67.8 32 0.2 intercal 73 71 4.67 0 67.9 32.1



Por último, también se encuentra un grupo de 6 estaciones con porcentajes altos de

fangos (superiores al 32%), aunque la media es del 9%. Dichas estaciones se

encuentran mayoritariamente en las zonas más profundas, superiores a 56 m y,

especialmente, por debajo de 70 m (Tabla 3).

Siguiendo este mismo esquema, la materia orgánica muestra porcentajes mayores

(superiores a la media de 2,42%) en las zonas más profundas, por debajo de los 60

m (Tabla 3; Figura 19).

Figura 19. Distribución del porcentaje de arenas y materia orgánica en la zona de estudio.

Porcentaje de arenas Porcentaje de materia orgánicaPorcentaje de arenas Porcentaje de materia orgánica



5.3 Metales pesados

Finalmente las muestras analizadas para metales pesados fueron 39, en

profundidades entre 20 y 73 m de profundidad (Tabla 4).

Tabla 4. Concentración de metales pesados en sedimentos de Sopelana.

En general, como se ha mencionado en la Introducción, la concentración de metales

pesados en la fracción fina es bastante elevada para los sedimentos presentes en la

zona costera influenciada por la desembocadura del Nervión.

Muestra Profundidad Mat. Org. Arenas Limos As Cd Cu Cr Fe Mn Hg Ni Pb Zn(m) (%) (%) (%) (mg.kg-1) (mg.kg-1) (mg.kg-1) (mg.kg-1) (%) (mg.kg-1) (mg.kg-1) (mg.kg-1) (mg.kg-1) (mg.kg-1)

intercal-2 25.7 1.99 48.2 0.2 32.2 0.13 149 48.0 6.0 2883 0.22 57.3 156 233intercal-4 43 1.67 98.6 1.4 34.0 0.15 86 18.7 12.4 1676 0.84 38.5 126 225intercal-5 20.2 2.45 71.4 0.5 30.1 0.09 68 1.1 8.3 1873 0.19 29.7 109 177intercal-6 29.4 1.46 99.9 0.1 38.1 0.13 81 17.1 33.0 2100 0.20 43.6 147 256intercal-7 36.4 1.22 97.0 3.0 35.3 0.15 77 12.8 11.6 1296 2.13 38.7 118 238intercal-8 27.5 2.54 100.0 0.0 28.1 0.10 52 14.8 4.0 1422 0.49 31.2 94 177intercal-9 31.2 2.34 52.7 0.3 22.8 0.31 39 6.0 10.5 1411 1.26 26.8 107 151

intercal-10 37.7 2.49 49.6 0.2 31.1 0.07 36 17.9 5.3 1256 0.25 28.5 99 125intercal-11 43.1 1.46 96.6 3.4 31.1 0.27 64 20.4 10.8 935 1.42 33.1 90 203intercal-14 21.1 3.53 88.1 11.9 6.1 0.31 45 20.0 7.0 1017 0.95 30.8 85 169intercal-15 27.6 3.19 23.2 0.19 46 13.5 6.3 1146 0.34 28.7 93 148intercal-16 31.2 2.03 60.2 0.5 22.3 0.19 41 23.8 6.2 897 0.52 36.6 85 130intercal-17 36.3 3.19 91.9 0.6 26.4 0.21 43 14.0 23.5 890 0.79 30.0 88 146intercal-19 22.5 2.07 100.0 0.0 33.9 0.29 111 21.5 5.1 3042 0.37 52.2 127 373intercal-20 34.7 2.30 94.2 0.2 6.9 0.18 32 13.2 3.9 920 0.58 29.1 91 132intercal-24 21.1 2.65 100.0 0.0 18.0 0.23 140 41.3 57.4 3505 3.56 71.2 130 440

intercal-24(2) 20 1.72 98.3 1.4 47.6 0.36 126 55.2 28.3 3012 3.40 77.4 132 422intercal-25 31.2 2.43 96.5 3.5 16.0 0.29 98 24.7 37.3 3012 0.52 47.9 123 379intercal-32 48 2.11 71.9 0.2 7.0 0.25 33 23.4 4.0 668 0.47 27.1 77 124intercal-33 32.1 2.22 91.4 8.6 7.0 0.37 45 22.6 6.4 1148 0.74 32.2 82 188intercal-34 33.8 1.61 52.6 0.8 7.9 0.17 36 66.9 5.8 1340 0.47 45.8 86 155intercal-35 29.2 2.46 57.1 0.1 13.75 0.15 42 18.0 6.8 1295 0.33 35.6 85 196intercal-36 36.2 58.7 0.3 16.49 0.12 28 19.6 4.6 1187 0.30 34.1 94 172intercal-37 27.3 1.48 51.8 0.3 11.13 0.13 31 18.1 4.0 999 0.32 31.6 84 154intercal-38 35.6 1.40 34.8 0.1 15.58 0.08 22 14.0 3.3 764 0.82 28.7 77 111intercal-40 22.8 2.06 97.9 2.1 22.23 0.22 81 23.6 17.5 2717 0.16 48.8 104 367intercal-48 59 2.11 87.6 0.1 13.05 0.14 36 24.9 4.3 778 0.48 34.5 113 185intercal-58 35 1.41 99.1 0.1 19.51 0.13 26 13.5 4.3 864 0.29 27.5 71 143intercal-60 31 1.25 97.9 2.1 19.51 0.14 45 29.7 10.4 1183 4.28 39.5 78 190intercal-63 66 2.20 70.5 0.1 31.60 0.21 68 25.5 10.6 1797 0.61 52.1 169 246intercal-64 67 4.14 86.1 3.2 40.85 2.79 138 34.8 5.8 803 3.60 35.4 274 665

intercal-64(2) 69 2.70 79.6 0.3 51.16 0.50 54 46.9 5.3 915 0.74 51.6 151 224intercal-66 67 2.10 63.1 0.1 25.42 0.28 54 23.2 4.4 688 0.94 34.1 210 231intercal-68 72 4.08 53.3 46.7 42.25 1.55 68 30.4 4.9 762 2.16 30.5 208 476

intercal-68(2) 73 4.45 35.0 65.0 46.44 0.95 70 30.8 3.9 512 1.79 30.2 180 360intercal-69 72 6.07 87.3 3.4 63.26 4.18 102 47.5 7.0 1306 3.82 37.9 342 716

intercal-69(2) 73 3.80 23.1 77.0 50.35 0.92 82 36.4 4.0 508 1.74 30.0 184 306intercal-70 73 3.11 25.4 74.8 44.45 1.13 116 27.4 5.9 979 2.21 32.5 211 455intercal 73 71 4.67 67.9 32.1 31.02 0.64 54 20.1 5.4 735 0.97 29.2 115 262



Así, el As presenta una concentración media de 27,3 mg.kg-1 (máximo 63,3 mg.kg-1).

Los valores superiores a 40 mg.kg-1 se encuentran en las estaciones 24, 64, 68, 69 y

70, casi todas ellas en las zonas más profundas (por debajo de 67 m).

Para el Cd la media se sitúa en 0,48 mg.kg-1 (máximo 4,18 mg.kg-1). Los valores

más elevados se encuentran nuevamente en las estaciones más profundas, en las

muestras con valores de materia orgánica más elevados (Figura 20Figura 20).

Figura 20. Distribución de la concentración de cadmio y mercurio en la zona de estudio.

El Cu, con una concentración media de 65,8 mg.kg-1, presenta un máximo de 149

mg.kg-1 en la estación 2, a 26 m de profundidad. Las concentraciones más elevadas

de este metal (> 100 mg.kg-1) se registran tanto en estaciones de poca profundidad

(estaciones 19, 24 y 2), alrededor de 20 m, como en otras más profundas (estaciones

64, 69, 70), alrededor de 70 m (Figura 21).

Para el Cr la media se sitúa en 25,2 mg.kg-1 y presenta un valor máximo de 66,9

mg.kg-1. Los valores más elevados se encuentran en las estaciones 2, 24, 34, 64, 68

y 69, es decir, en estaciones de diferente profundidad (Figura 21).

Cadmio MercurioCadmio Mercurio



Figura 21. Distribución de la concentración de cobre y cromo en la zona de estudio.

El Fe presenta en general valores elevados (indicando la importante incidencia de

los materiales relacionados con la minería del hierro y la siderurgia), con una

media del 10,4% y un máximo del 57,4% de concentración. No obstante, las

concentraciones superiores a la media (>11%) se registran en las estaciones 4, 6, 7,

17, 24, 25 y 40, situadas en profundidades entre 20 y 40 m, y no en la zona de

vertido autorizado (Figura 21).

Figura 22. Distribución de la concentración de manganeso y porcentaje de hierro en la zona de estudio.

Cobre CromoCobre Cromo

Porcentaje de hierroConcentración manganeso Porcentaje de hierroConcentración manganeso



Los datos de Mn, metal muy relacionado con el Fe en mineralogía, metalúrgia y,

por tanto, también en las escorias, son igualmente muy elevados, con una

concentración media de 1.391 mg.kg-1 y un máximo de 3.505 mg.kg-1. La

distribución de las muestras con los valores más altos (>1.400 mg.kg-1) muestra

una pauta similar a la indicada para el hierro, con presencia amplia en las

estaciones más someras, como 2, 4, 5, 6, 8, 9, 19, 24, 25 y 40, y mucho más puntual

(estación 63) en la zona de mayor profundidad (Figura 22).

El Hg presenta una media de 1,16 mg.kg-1 y un valor máximo de 4,28 mg.kg-1. Los

valores más altos (>1,5 mg.kg-1) se registran en algunas de las estaciones de mayor

profundidad (estaciones 60, 64, 68, 69, 70) y, más localmente, en alguna de

estaciones someras (estaciones 7 y 24)(Figura 20).

El Ni tiene una media de 37,9 mg.kg-1 y un valor máximo de 77,4 mg.kg-1. En este

caso, excepto en dos estaciones (63 y 64) de las más profundas, las concentraciones

más elevadas se registran en estaciones someras, como la 2, 6, 19, 24, 25 y 34.

El Pb presenta una concentración media de 128 mg.kg-1, con un valor máximo de

341 mg.kg-1. Las concentraciones más elevadas (>169 mg.kg-1) se dan

exclusivamente en las estaciones de profundidades superiores a 65 m, como las

estaciones 63, 64, 66, 68, 69 y 70 (Figura 23).

Por último, la concentración media de Zn se sitúa en 258 mg.kg-1 y el máximo en

716 mg.kg-1. La distribución de este metal presenta dos focos de alta concentración,

en estaciones someras, con profundidades de 20 a 40 m (estaciones 19, 24, 25 y 40)

y a profundidades superiores a 65 m (estaciones 64, 68, 69, y 70)(Figura 23).

Por otra parte, las concentraciones de los distintos metales registradas en el área

de estudio se han evaluado por comparación con las concentraciones que, según

Long et al. (1995), pueden producir efectos nocivos de rango medio para la biota

(ER-M). Estos valores son: 70 mg.kg-1 para el As; 9,6 mg.kg-1 para el Cd; 270 mg.

kg-1 para el Cu; 370 mg.kg-1 para el Cr; 0,71 mg.kg-1 para el Hg; 52 mg.kg-1 para el



Ni; 220 mg.kg-1 para el Pb y 410 mg.kg-1 para el Zn. Otros metales, como Mn y Fe

entre los analizados en este estudio, no tienen definidos valores ER-M, y

particularmente Fe y Mn pueden considerarse menos problemáticos en relación con

los índices de calidad ambiental y los efectos sobre la biota.

Figura 23. Distribución de la concentración de zinc y plomo en la zona de estudio.

En la Figura 24 se han considerado los valores ER-M como objetivos de calidad y se

han representado los valores mínimo, medio y máximo para cada metal, en

comparación con dichos objetivos. Así, se puede observar que hay un grupo de

metales, como el As, Cd, Cu y Cr, que no superan los objetivos de calidad en

ninguna de las muestras. Además, tres metales (Ni, Pb y Zn) superan en sus

valores máximos (entre 2 y 6 muestras) los objetivos de calidad, y el Hg supera los

objetivos de calidad tanto en los valores máximos como en la media (en un total de

19 estaciones).

Zinc PlomoZinc Plomo



Figura 24. Concentración mínima, media y máxima de cada metal, comparada

con los objetivos de calidad (valores ER-M de Long et al. (1995)). Los objetivos se muestran en color rojo, al igual que los valores que superan éstos.

Arsénico

01020304050607080

Mínimo Media Máximo Objetivos

mg/

kg

Cadmio

0

2

4

6

8

10

12


mg/

kg

Cobre

0

50

100

150

200

250

300


mg/

kg

Cromo

050

100150200250300350400


mg/

kg

Hierro

0

10

20

30

40

50

60

70


(%)

Manganeso

0500

1000150020002500300035004000


(mg/

kg)

Mercurio

0.00.51.01.52.02.53.03.54.04.5


mg/

kg

(19 estaciones)

Níquel

0102030405060708090


mg/

kg

(5 estaciones)

Plomo

050

100150200250300350400


mg/

kg

(2 estaciones)

Zinc

0100200300400500600700800


mg/

kg

(6 estaciones)



5.4 Ecotoxicología

5.4.1 Microtox®

Como puede verse en la Figura 25, los valores de EC50 oscilaron entre 217 mg l-1

(estación 69) y 328.728 mg l-1 (estación 8). En base al resultado del test Microtox®,

la muestra 69 se considera potencialmente tóxica ya que su EC50 fue inferior a

1.000 mg l-1, valor guía propuesto por la agencia ambiental canadiense (Chevrier y

Topping, 1998). En el caso de las estaciones 17 y 68, el EC50 obtenido fue muy

cercano a 1.000 mg l-1. Por lo tanto, los sedimentos de dichas estaciones se

sometieron a una segunda fase de ensayos mediante un test de anfípodos.

Figura 25. Valores de EC50 (mg l-1) en varias estaciones frente a la costa de Sopelana. Se presentan los valores medios y los intervalos de confianza al 95%. La línea de puntos señala el valor guía (1.000 mg l-1) recomendado por la normativa canadiense.

0

5000

10000

15000

20000

2 5 7 8 9 10 11 14 17 20 24 33 38 60 64 68 69 73

Estación

Mic

roto

x: E

C50

(mg

l-1)

~300000 ~150000~240000



5.4.2 Test de anfípodos

Teniendo en cuenta los valores obtenidos en el test del Microtox®, se ha realizado el

bioensayo de anfípodos con las muestras de las estaciones 17, 68 y 69 (Figura 26).

Además, y aunque el test del Microtox® no ofreciera resultados cercanos o inferiores

al valor guía, también se ha realizado la prueba de anfípodos con muestras de las

estaciones 24 y 64 debido al elevado contenido en metales que presentaban los

sedimentos de dichas estaciones.

Figura 26. Ensayos de ecotoxicidad realizados con los anfípodos Corophium urdaibaiense (en naranja) y Corophium multisetosum (en azul). Las barras indican ± desviación típica (5 réplicas del control y 3 réplicas del sedimento problema). Los asteriscos en la figura indican diferencias significativas (p < 0,05) entre el sedimento problema y su respectivo control. C.U: Control Urdaibai; C. B: Control Bidasoa.

Dichos ensayos se llevaron a cabo en dos series:

Serie 1.- Estación 17 con anfípodos Corophium urdaibaiense procedentes del

estuario de Urdaibai. El control realizado con el sedimento del estuario de Urdaibai

0

20

40

60

80

100

C.U. 17 C.B. 24 64 68 69Estación

Mor

talid

ad a

nfíp

odos

(%)

***



(C.U.) presentó un porcentaje de mortalidad de 20 ± 11,2% (promedio ± desviación

típica). El porcentaje de mortalidad en el sedimento de la estación 17 fue superior

al del control (32 ± 11,5%). No obstante, las diferencias entre la muestra problema

y el control no fueron estadísticamente significativas (t-student, p < 0,05) y

tampoco superaron el 20% (valor guía), siendo la diferencia media de 12%.

Serie 2.- Estaciones 24, 64, 68 y 69 con anfípodos Corophium multisetosum

procedentes del estuario del Bidasoa. El control realizado con el sedimento del

estuario del Bidasoa (C.B.) presentó un porcentaje de mortalidad de 6 ± 5%. El

porcentaje de mortalidad en el sedimento de las estaciones estudiadas fue siempre

superior al del control. Así, la mortalidad supuso: 15 ± 0% (estación 24), 7 ± 3%

(estación 64), 18 ± 6% (estación 68) y 27 ± 13% (estación 69). Lo cual dio como

resultado diferencias estadísticamente significativas en las estaciones 24, 68 y 69

con respecto al control (t-student, p < 0,05). Además, la estación 69, con una

diferencia de mortalidad media de 21% respecto al control superó el valor guía

(diferencia de 20%), mientras que las estaciones 24 y 68 (con diferencias de 9% y

12%, respectivamente) no superaron dicho valor guía.



5.5 Relaciones entre las variables estudiadas

La Tabla 5 muestra las correlaciones entre las diferentes variables estudiadas,

tanto relacionadas con la profundidad, como con las características del sedimento,

la concentración de metales o el análisis de toxicidad Microtox.

Tabla 5. Matriz de correlación entre las diferentes variables estudiadas. Nota: los dos valores de Microtox se refieren a los valores EC50 y UT, respectivamente. La significación de la correlación se da mediante colores (ver tabla).

Profun. Arena Grava Limo Mat.Org. As Cd Cr Cu Fe Hg Mn Ni Pb Zn Microtox Microt (UT)Profun.

Arena -0.401 correlación significativa p<0.001 ( 38) correlación significativa 0.001<p<0.010.013 correlación significativa 0.01<p<0.05

Grava -0.144 -0.567 ( 38) ( 38) 0.389 0.0002

Limo 0.599 -0.582 -0.339 ( 38) ( 38) ( 38)

0.0001 0.0001 0.037

Mat.Org. 0.591 -0.231 -0.258 0.513 ( 38) ( 37) ( 37) ( 37)

0.0001 0.169 0.123 0.001

As 0.546 -0.124 -0.297 0.434 0.492 ( 39) ( 38) ( 38) ( 38) ( 38) 0.0003 0.457 0.071 0.006 0.001

Cd 0.577 -0.066 -0.213 0.286 0.772 0.597 ( 39) ( 38) ( 38) ( 38) ( 38) ( 39) 0.0001 0.691 0.199 0.081 0.0000 0.0001

Cr 0.241 -0.101 -0.017 0.133 0.194 0.326 0.363 ( 39) ( 38) ( 38) ( 38) ( 38) ( 39) ( 39) 0.138 0.545 0.921 0.427 0.243 0.043 0.023

Cu 0.072 0.144 -0.351 0.182 0.231 0.551 0.396 0.461 ( 39) ( 38) ( 38) ( 38) ( 38) ( 39) ( 39) ( 39) 0.662 0.388 0.031 0.273 0.163 0.0003 0.012 0.003

Fe -0.35 0.442 -0.318 -0.192 -0.132 -0.002 -0.126 0.153 0.464 ( 39) ( 38) ( 38) ( 38) ( 38) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) 0.029 0.005 0.052 0.249 0.431 0.989 0.444 0.354 0.003

Hg 0.281 0.121 -0.382 0.238 0.348 0.449 0.596 0.43 0.487 0.272 ( 39) ( 38) ( 38) ( 38) ( 38) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) 0.083 0.469 0.018 0.149 0.032 0.004 0.0001 0.006 0.002 0.094 Mn -0.556 0.404 -0.126 -0.336 -0.257 0.029 -0.182 0.229 0.633 0.692 0.042 ( 39) ( 38) ( 38) ( 38) ( 38) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) 0.0002 0.012 0.449 0.039 0.119 0.859 0.267 0.161 0.0000 0.0000 0.798 Ni -0.26 0.33 -0.129 -0.249 -0.214 0.206 -0.067 0.62 0.655 0.632 0.286 0.811 ( 39) ( 38) ( 38) ( 38) ( 38) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) 0.11 0.043 0.44 0.131 0.197 0.208 0.685 0.0000 0.0000 0.0000 0.077 0.0000 Pb 0.678 -0.16 -0.187 0.368 0.661 0.748 0.863 0.413 0.595 -0.023 0.534 -0.027 0.13 ( 39) ( 38) ( 38) ( 38) ( 38) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) 0.0000 0.337 0.261 0.023 0.0000 0.0000 0.0000 0.009 0.0001 0.888 0.0005 0.869 0.429 Zn 0.42 0.09 -0.427 0.319 0.603 0.641 0.824 0.465 0.758 0.259 0.671 0.269 0.359 0.848 ( 39) ( 38) ( 38) ( 38) ( 38) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) ( 39) 0.008 0.591 0.008 0.051 0.0001 0 0.0000 0.003 0.0000 0.11 0.0000 0.099 0.025 0.0000 Microtox -0.38 0.425 -0.251 -0.227 -0.268 0.035 -0.184 0.157 0.165 0.307 0.257 0.432 0.405 -0.177 0.018 ( 20) ( 20) ( 20) ( 20) ( 20) ( 20) ( 20) ( 20) ( 20) ( 20) ( 20) ( 20) ( 20) ( 20) ( 20) 0.099 0.062 0.285 0.336 0.252 0.883 0.438 0.508 0.486 0.188 0.274 0.057 0.076 0.456 0.94

Microt (UT) 0.616 -0.585 -0.14 0.798 0.489 0.348 0.672 0.145 -0.005 -0.214 0.003 -0.488 -0.271 0.532 0.23 -0.311 ( 18) ( 18) ( 18) ( 18) ( 18) ( 18) ( 18) ( 18) ( 18) ( 18) ( 18) ( 18) ( 18) ( 18) ( 18) ( 18) 0.006 0.011 0.578 0.0001 0.039 0.157 0.002 0.566 0.983 0.394 0.991 0.04 0.276 0.023 0.357 0.209



La profundidad muestra una correlación altamente significativa (p<0,001) y

positiva con los porcentajes de limos y de materia orgánica así como con la

concentración de As, Pb y Cd. La correlación negativa más destacable se da con el

Mn. Por otra parte, se dan otras correlaciones con menor significación, que son

negativas con el porcentaje de arenas y la concentración de Fe y positivas con el Zn

y la toxicidad (en UT).

La toxicidad en valores UT presenta su máxima correlación positiva con el

porcentaje de limos, siendo altamente significativa. Por otra parte, presenta

correlaciones positivas significativas, pero menores, con la profundidad (buena

parte de las muestras con mayor porcentaje de finos se sitúan en la parte más

profunda de la zona de estudio), las concentraciones de Cd y Pb (los valores más

elevados de concentración de estos metales se registran en las estaciones más

profundas) y con el porcentaje de materia orgánica (también asociado al porcentaje

de finos), y negativas con el porcentaje de arenas y la concentración de Mn.

Los metales presentan altas correlaciones positivas entre sí, formando asociaciones

como por ejemplo Cd, Pb y Zn o Fe, Mn y Ni, en relación con su origen o su fuente

preferente de enriquecimiento en los materiales. Así, zinc y cadmio presentan alta

covarianza en sedimentos y materiales de diverso tipo y, como sulfuros, aparecen

asociados muy frecuentemente al plomo. En este caso, además, forman el grupo de

metales con fusibilidad/volatilidad más alta. Por otra parte, hierro, manganeso y,

en menor medida y proporción, níquel forman una asociación típica de la

metalurgia de materiales férreos.

Con objeto de visualizar las relaciones entre las diferentes variables, se hizo un

Análisis de Componentes Principales (ACP). Los resultados indican que el primer

componente explica un 38% de la variabilidad, el segundo un 26%, el tercero un

10% y el cuarto un 7%, es decir que estos componentes explican más del 81% de la

variabilidad total. Respecto al primer componente los mayores pesos los presentan

algunos metales como Zn, Pb y Cd; el segundo componente tiene que ver con los



metales directamente asociados a las escorias, donde Fe, Mn y Ni tienen los pesos

más elevados; el tercer componente está en relación con el sustrato grueso (arenas

y gravas) y el cuarto con el sustrato más fino (limos)(Figura 27).

Figura 27. Distribución de las variables estudiadas en los tres componentes principales de un ACP. Mo: materia orgánica; prof.: profundidad.

Component 1

Com

pone

nt 2

arena

AsCd

CrCu

Fe

grava

Hg

limo

Mn

mo

Ni

Pb

prof

Zn

-8 -6 -4 -2 0 2 4-3.1

-1.1

0.9

2.9

4.9

6.9

Component 2

Com

pone

nt 3

arena

AsCd

Cr

CuFe

grava

Hglimo

Mn

mo

NiPbprof

Zn

-3.1 -1.1 0.9 2.9 4.9 6.9-2.8

-0.8

1.2

3.2

5.2


6. Discusión 61/70 © AZTI Tecnalia 2006

6. DISCUSIÓN

Debido a que AHV desapareció como empresa hace 12 años, es difícil conocer

actualmente la composición de los vertidos que realizó durante décadas. Aunque los

sistemas de producción de acero han ido cambiando con el tiempo, IHOBE (1999)

estima que por cada tonelada de acero producida se generan 110-150 kg de escorias

negras, 20-30 kg de escorias blancas, y 18-28 kg de polvo de acería. El rango de

composición actual de las escorias producidas por las acerías es de 27-37% de

calcio, 5-48% de hierro y hasta un 4% de cromo. Otros metales son mercurio (<2

mg.kg-1), arsénico (<9 mg.kg-1), zinc (<600 mg.kg-1), plomo (<90 mg.kg-1), cobre

(<200 mg.kg-1), cadmio (<1 mg.kg-1), cromo (<150 mg.kg-1) y níquel (<80 mg.kg-1)

(IHOBE, 1999). En cuanto a los polvos de acería, mayoritariamente son zinc (7-

40%), plomo (2-6%), hierro, calcio y magnesio (IHOBE, 1999). Estas diferencias

entre escorias y polvos de acería podrían estar en el origen de las diferencias

detectadas en el ACP, puesto que se separan Pb y Zn (más Cd), característicos de

los polvos de acería, de Fe, Mn y Ni, más característicos de las escorias.

Aunque la composición de las escorias de alto horno puede ser más compleja y las

proporciones de los distintos tipos de escoria y otros residuos metalúrgicos en los

vertidos hayan ido variando, pueden tomarse como referencia los valores señalados.

Así, tomando estas medias de concentración en escorias como un indicador, se

puede observar que la concentración media en el área de estudio es entre 1,5 y 3

veces menor, dependiendo de los metales. Si se comparan las concentraciones

máximas de los metales que sobrepasan los objetivos de calidad (Hg, Zn, Pb y Ni),

con las concentraciones en escorias, los valores son de 1,2 a 4 veces más altos en

aquéllos que en éstas.

Parece que el tiempo ha ido dispersando las escorias, haciéndolas difícilmente

detectables a través de la sonda multihaz, e incluso mediante la observación

directa. En cambio, sigue habiendo una huella de su presencia a través de la



concentración en los sedimentos, generalmente mucho más alta (unas 3 veces) que

la habitual en zonas costeras del País Vasco. A pesar de ello, parece que la

concentración es inferior a la esperable en escorias recientes.

En este sentido, la situación actual puede considerarse como el resultado de un

enriquecimiento general del medio receptor en los metales más característicos

asociados a la metalurgia del hierro a gran escala, combinado con mecanismos de

dispersión y dilución, en sentido amplio, de los aportes. Así, en términos relativos

de carga y concentración, de la Tabla 4 puede deducirse que, para la mayoría de los

puntos de muestreo, las concentraciones de metales asignadas a las fracciones finas

se encuentran diluidas en el medio por la alta proporción de arenas.

Así, aunque los efectos negativos de los metales en los sedimentos se relacionan

casi exclusivamente con los niveles de concentración que alcanzan en los materiales

más finos y relativamente ricos en materia orgánica, resulta evidente que el riesgo

ambiental general es mucho menor cuando esos materiales se encuentran muy

dispersos entre otros materiales inocuos que cuando constituyen una alta

proporción del sustrato.

Por otra parte, incluso en las zonas en las que predominan los materiales finos

(que, en general, presentan también algunos de los valores de concentración de

metales más elevados) cabe tener en cuenta que debido al origen principal del

exceso de metales en la zona (residuos de pirometalurgia) los metales presentes se

encuentran en formas muy insolubles y muy inertes desde el punto de vista

químico y bioquímico y, por tanto, muy poco biodisponibles. Como se ha dicho en la

introducción, según los casos, la fracción inerte de metal oscila entre el 75 y el 90%.

Así pues, incluso para algunos de los metales (Hg, Zn, Pb y Ni) que, como se ha

indicado, sobrepasan los objetivos de calidad marcados por las concentraciones que,

según Long et al. (1995), presentan alta probabilidad de producir efectos de rango

medio en las comunidades marinas, el riesgo podría ser revisado a la baja debido,



por una parte, a la dilución por las arenas en gran parte de los puntos de muestreo

y, por otra, a la baja disponibilidad de las formas químicas presentes.

Quizá por ello es por lo que, de las 18 muestras analizadas mediante Microtox, sólo

una (5,6%) presentaba un potencial tóxico, mientras que otras dos se encontraban

cerca del límite de toxicidad. De estas tres muestras, dos se encontraban en la zona

del antiguo vertido y una en la zona de menos profundidad, hacia donde parece que

tienden a ser transportados algunos de los materiales más enriquecidos en metales

(ya que se ha visto un foco de mayor concentración de metales en los finos, aunque

los sedimentos son arenas relativamente gruesas).

Además, de las cinco muestras estudiadas mediante el bioensayo de Corophium (las tres anteriores más otras dos con elevadas concentraciones de metales), sólo la

que presentaba potencial tóxico con Microtox mostró también toxicidad con este

bioensayo. Dicha estación (estación 69) se encuentra en la zona del antiguo vertido.

Hay que hacer notar que la estación 69 es la que presenta la mayor concentración

de finos (77%). Por otra parte, es una estación que no presenta concentraciones

especialmente elevadas de metales, estando muchos de ellos por debajo o alrededor

de la media de concentración de la zona, y sólo el mercurio presenta una

concentración superior al ER-M. En otro orden de comparación, la estación 68

presenta una concentración de metales muy similar a la 69 y también porcentajes

de materia orgánica parecidos, pero no ha dado resultados positivos en los test de

toxicidad.

Teniendo en cuenta que la diferencia más marcada entre ambas estaciones está en

porcentaje de finos (77% en la 69 frente 47% en la 68) podría considerarse el

aspecto de carga (o menor dilución de los materiales más enriquecidos en metales)

como factor adicional de la toxicidad. Otros aspectos estarían relacionados con las

diferencia en la distribución relativa de materiales finos (limos), muy finos

(arcillas), su grado de enriquecimiento en metales y su asociación con la materia



orgánica que, en último término, condicionarían la disponibilidad física y

bioquímica de los metales y su potencial toxicidad.

En este mismo orden de valoración, estaciones como la 24, donde la concentración

de varios metales supera los valores de ER-M (incluso con concentraciones de Hg el

doble de la concentración de la anterior estación), no dan positivo en el ensayo de

toxicidad. Esto se debería a que más del 98% de la muestra es arena y, en sentido

amplio, puede hablarse de una dilución/dispersión de los materiales potencialmente

más tóxicos reduciendo notablemente el riesgo de que resulten nocivos en las

condiciones del ensayo.

Así pues, la relativamente baja disponibilidad de los metales contenidos en las

muestras como resultado de la combinación de la escasa disponibilidad física por

dilución y de la baja biodisponibilidad por la especiación química de los metales

potencialmente más tóxicos sería la explicación de la baja toxicidad de las muestras

en las que no se conjuntan los factores más desfavorables.

Esta misma razón sería la explicación de la falta de respuesta de las comunidades

bentónicas en términos del índice ecológico AMBI (que está siempre en niveles de

ligera disturbancia o incluso no disturbado) o del índice M-AMBI (Muxika et al., 2006), que proporciona valores en la zona de buen estado ecológico para el bentos.

Es decir, las elevadas cargas y concentraciones de metales, originadas por una

presión antropogénica, como el vertido continuado de escorias y otros residuos

siderúrgicos fuertemente enriquecidos en diversos metales, no conllevan, al menos

en el estado actual, una situación de toxicidad generalizada sobre la zona.

Finalizados los aportes, y amortiguados los efectos físicos de enterramiento local y

de sustitución de sustrato, los efectos derivados de la composición química de los

aportes y su toxicidad potencial no producen un impacto sobre el bentos lo

suficientemente importante como para generar una alteración del estado ecológico



por debajo de la calificación de ‘buen estado’ que es la que se deberá alcanzar en

2015.


7. Conclusiones 66/70 © AZTI Tecnalia 2006

7. CONCLUSIONES

7.1 Estudio geofísico

- A pesar del detalle de estudio, y el uso de tecnologías punta, no se ha podido

encontrar evidencia clara de la presencia de los antiguos vertidos de

escorias en el área. Únicamente algunas acumulaciones en profundidad

podrían coincidir con restos de dichas escorias.

7.2 Estudio sedimentológico

- La zona es mayoritariamente de sustrato duro, con algunas capas de arena

que recubren el sustrato rocoso.

- El sustrato blando sobre la zona es mayoritariamente arenoso o compuesto

de gravas.

- A pesar de ello, en las zonas más profundas los sedimentos son

mayoritariamente fangosos.

- Los porcentajes de materia orgánica son bajos. Los valores más elevados se

registran también con las zonas más profundas y con mayor porcentaje de

materiales finos.

7.3 Estudio de metales

- Las 39 muestras de sedimento analizadas presentan valores elevados de

metales.

- El As, Cd, Hg, y Pb son más abundantes en las estaciones más profundas.

- El Cu y Zn presentan valores mínimos en la banda de profundidad media de

la zona de estudio con gradientes de incremento de concentración hacia las

zonas más somera y las de mayor profundidad.



- El Cr presenta una distribución poco regulada por la profundidad con

máximos locales en profundidades muy variadas.

- El Fe, Mn, y Ni presentan una fuerte asociación y las concentraciones más

elevadas se registran en las estaciones de profundidad baja o media.

- Hay un grupo de metales, como el As, Cd, Cu y Cr, que no superan los

objetivos de calidad en ninguna de las muestras. Tres metales (Ni, Pb y Zn)

superan en sus valores máximos (entre 2 y 6 muestras) los objetivos de

calidad, y el Hg supera los objetivos de calidad tanto en los valores máximos

como en la media (en un total de 19 estaciones).

7.4 Estudio ecotoxicológico

- De las 18 estaciones en las que se ha efectuado el test del Microtox®,

solamente tres de ellas (17, 68 y 69) han dado valores indicativos de

toxicidad (cercanos o inferiores al valor guía de 1.000 mg l-1).

- De los bioensayos con anfípodos llevados a cabo con los sedimentos de las

tres estaciones citadas (17, 68 y 69) y en dos más (24 y 64 que presentaban

también elevados contenidos en metales). sólo el realizado para la estación

69 puede considerarse positivo para toxicidad. En este caso se han

registrado simultáneamente diferencias estadísticamente significativas

respecto al resultado del control y mortalidades superiores en más del 20%

la mortalidad observada en el control. Para los ensayos con los sedimentos

de las estaciones 17 y 64 no se han cumplido ninguna de las dos condiciones

y para las estaciones 24 y 68 no se ha superado en un 20% la mortalidad

registrada en el control.



7.5 Datos de otros estudios

- Históricamente, en los últimos 11 años, la zona presenta una concentración

de metales en sedimentos que supone una contaminación entre fuerte y

moderada (1,5 veces por encima del límite de contaminación).

- Las concentraciones de metales suponen un nivel de toxicidad medio,

aunque hay que remarcar que entre el 75 y el 90% de la concentración de

metales está como fracción residual o no biodisponible.

- Posiblemente, debido a esta baja biodisponibilidad y a la dispersión de los

materiales finos más enriquecidos en metales en sustratos arenosos, la zona

presenta un estado biológico del bentos en buen estado, lo que parece estar

en relación con la existencia de una única muestra donde la toxicidad se

traslada a la fauna, mientras que en el resto no sucede esto.

7.6 Conclusión general

Las elevadas cargas y concentraciones de metales, originadas por una presión

antropogénica, como el vertido continuado de escorias y otros residuos siderúrgicos

fuertemente enriquecidos en diversos metales, no conllevan, al menos en el estado

actual, una situación de toxicidad generalizada sobre la zona. Por tanto, no se

registra un impacto sobre el bentos lo suficientemente importante como para

generar una alteración del estado ecológico por debajo de la calificación de ‘buen

estado’ que es la que se deberá alcanzar en 2015.


8. Referencias 69/70 © AZTI Tecnalia 2006

8. REFERENCIAS

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Caracterización de la antigua zona de vertidos de “Altos Hornos … · 2016-06-24 ·...

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