CIENCIAS DEL SUELO: SOIL SCIENCE

Propiedades físicas e hidráulicas de suelo y su relación con el movimiento de contaminantes

Physical and hydraulic properties of soil and their relationship with the movement of pollutants

Seguel, O.^a*, Fuentes, I.^a, Dörner, J.^b, Cuevas, J.^c

^a Universidad de Chile, Facultad de Ciencias Agronómicas, Departamento de Ingeniería y Suelos.
^b Universidad Austral de Chile, Facultad de Ciencias Agrarias, Instituto de Ingeniería Agraria y Suelos. Centro de Investigación en Suelos Volcánicos (CISVo)
^c Universidad de Concepción, Facultad de Agronomía, Departamento de Suelos y Recursos Naturales.

Correspondencia a:

ABSTRACT

This review considers the physical principles of soil related to movement of pollutants. Considering that most of the potential contaminants are water soluble or can be displaced by water flux, clearly the movement of these agents through the soil is associated to water movement. Therefore it is very important to know the soil characteristics that determine the organization of the porous system (texture, structure, organic matter content) which ultimately determine its diameter, continuity and connectivity to the microcosm of pollution. It is important to consider other soil properties, such as compaction and hydrophobicity that influence heterogeneity of the media and preferential flow zones. The work scale, the spatial variability and the nature of pollutant determine the strategies of study, prevention and control of the contaminants; this review shows a brief review of a laboratory method and reaction processes of pollutants in soil. Gas flows could not be left out of the analysis, especially with regard to the emission of greenhouse gases. Finally, the review leaves open to controversy the subject of the role of soil as an environmental filter.

Keywords: Water movement in soil, diffuse pollution, penetration curves.

RESUMEN

El presente trabajo presenta una revisión de los principios de física de suelo relacionados con el movimiento de agentes con potencial contaminante. Considerando que gran parte de los contaminantes son solubles en agua o pueden ser desplazados con el flujo de ésta, el movimiento de estos agentes en el suelo está asociado al flujo de agua, por lo que resulta de gran importancia conocer las características del suelo que determinan la organización del sistema poroso (textura, estructura, contenido de materia orgánica) y que en definitiva determinan su diámetro, continuidad y conectividad hacia el microcosmos de contaminación. Es importante tener presente otras características del suelo, como la compactación y la hidrofobicidad, que influyen en la heterogeneidad del medio y en las zonas de flujo preferencial. La escala de trabajo, la variabilidad espacial y la naturaleza del contaminante determinan las estrategias de estudio, de prevención y de control de contaminantes, haciéndose una revisión somera de un método de laboratorio y de los procesos de reacción de los contaminantes con el suelo. Igualmente no se pueden dejar de lado los flujos gaseosos, sobre todo en lo que respecta a la emisión de gases de efecto invernadero. Finalmente el trabajo deja abierta la polémica con respecto al rol del suelo como filtro ambiental.

Palabras clave: Movimiento de agua en el suelo, contaminación difusa, curvas de penetración.

INTRODUCCIÓN

Existe un sinnúmero de compuestos potencialmente peligrosos en el ambiente, que al ser depositados en el suelo podrían afectar su calidad o, en el peor de los casos, contaminar acuíferos o el aire en forma no controlada. No solo las actividades industriales son fuentes de contaminación, la agricultura, a través de procesos de contaminación difusa, puede aportar grandes cantidades de contaminantes al medio, como por ejemplo pesticidas, fertilizantes, purines, etc. (Bohne, 2005). Sería preferible que algunos contaminantes, como los metales pesados, permaneciesen estables en el lugar de origen, pero ya sea por acidificación, actividad biológica, erosión, etc., pueden disolverse y/o movilizarse. El transporte de solutos en medios porosos, si bien se puede abordar desde diversos enfoques, posee principios básicos comunes que se explican a través de la física de suelos. La movilización tiene un significado amplio y describe una amplia gama de procesos (Haygarth y Jarvis, 1999; Trudgill et al., 1991), por lo que se hace necesario dividirla en dos componentes: solubilización (liberación de sustancias por procesos químico-biológicos como la mineralización) y separación (que involucra procesos físico-mecánicos como la erosión) en un modelo continuo fuente-movilización-transporte-impacto, que permite comprender el concepto de contaminación difusa (Haygarth et al., 2005). Considerando que gran parte de los contaminantes se mueven fácilmente a través de la fase líquida, el presente trabajo tiene por objetivo realizar una revisión de las bases del flujo de agua en el suelo que permitan comprender tanto el transporte de solutos como los procesos de interacción de los contaminantes con la fase sólida.

Contaminantes en el suelo: flujo asociado al agua

Considerando la ecuación de conservación para desarrollar un balance de masas que explique el movimiento macroscópico de agua en el suelo, es fácil adaptar dicho enfoque a un agente químico de interés, donde la expresión de la ecuación de conservación en una dimensión queda dada por:

Donde C_T es la concentración total del químico en todas sus formas (masa del agente/volumen de suelo), J_c es el flujo de masas (masa del agente/área · tiempo) y r_c es la tasa de cambio de masa por unidad de volumen como consecuencia de reacciones con el medio (Jury y Horton, 2004), y que puede ser considerado como una fuente (r_c>0) o como un sumidero (r_c<0) (Leij y van Genuchten, 2002). En caso que el agente químico esté también en fase gaseosa, su transporte será principalmente por difusión, por lo que se regirá por la ley de Fick (Jury y Horton, 2004; Maier y Schack-Kirchner, 2014), aunque en algunas circunstancias los procesos de convección pueden ser muy efectivos (Campbell, 1995).

La convección o flujo de masas denota el proceso por el cual un soluto es transportado por el flujo de agua. Para el caso de un capilar, el movimiento del agua está regido por la Ley de Poiseuille (Figura 1):

Figura 1. A la izquierda, el flujo de agua en un tubo capilar; a la derecha,
representación esquemática de un sistema de poros y su tortuosidad.
Figure 1. On the left, water flux in a capillary tube; on the right, schematic
representation of porous system and their tortuosity.

Donde Q es el flujo de agua, R es el radio del capilar, AP es el diferencial de presión hidrostática a través de la longitud L del capilar y η es la viscosidad del fluido. Resalta en esta expresión el hecho de que permite entender que un capilar de radio 2R tendrá 16 veces mayor flujo de agua por unidad de tiempo que un capilar de radio R, denotando el riesgo de suelos con sistemas porosos gruesos como posibles agentes contaminantes (Pinochet, 2000).

Sin embargo, tal como lo expresa la Figura 1 (derecha), el suelo no es un sistema de capilares de radio constante, sino que presenta una gran variabilidad en forma, tamaño y continuidad del sistema poroso, por lo que la aproximación a los flujos de agua resulta más adecuada a través de una mirada macroscópica. La solución más conocida para entender el flujo de agua en el suelo fue desarrollada por Darcy (1856) para medios porosos en condición saturada (Figura 2).

Figura 2. Columna de suelo para ilustrar la Ley de Darcy
con el flujo (q) de salida de agua. Adaptado de Hartge y
Horn (2009).
Figure 2. Soil column used to illustrate Darcy's law with
the exit flux (q) of water. Adapted from Hartge and Horn
(2009).

La Ley de Darcy establece que el flujo de agua dentro de un sistema poroso depende en forma directa del diferencial de presión (Δh) y en forma inversa del largo (l) de la columna de suelo; sin embargo, existe un factor de proporcionalidad (k) que explica el flujo de salida (q). Dicho factor es la conocida conductividad hidráulica (K), y con análisis posteriores se demostró que depende tanto de la naturaleza del medio conductor (arreglo del sistema poroso) como de las propiedades del fluido (Jury et al., 1991). Sin embargo, la mayoría de los suelos agrícolas no se encuentran saturados, por lo que la capacidad de flujo del suelo se ve disminuida en la medida que existen menos poros conductores, disminuyendo la K a medida que el suelo se seca (Figura 3).

Figura 3. Variación de la conductividad hidráulica (K) en función de la tensión mátrica del
agua del suelo (izquierda). A la derecha, valores reales de K obtenidos en suelos franco
arenoso (círculo) y franco limoso (cuadrado). Adaptado de Jury et al. (1991, izquierda) y
de Jarvis y Messing (1995, derecha).
Figure 3. Variation of hydraulic conductivity (K) in function of matric tension (left). At
the right, real values of K obtained in sandy loam (circles) and silty loam (squares) soils.
Adapted from Jury et al. (1991, left) and Jarvis and Messing (1995, right).

Como se observa en la Figura 3, la capacidad de flujo es máxima en un suelo saturado, lo que implica altos riesgos de contaminación en suelos con presencia de agua libre, en que la atracción de gravedad drena el agua en exceso a través de la porosidad gruesa (Hartge y Horn, 2009). Existe un efecto del tamaño de las partículas que componen la matriz del suelo (Figura 3, izquierda), donde los materiales arenosos poseen una mayor K saturada, aumentando el riesgo de contaminación por percolación profunda. Sin embargo, al desaturarse, los suelos arenosos pierden continuidad y su K no saturada es menor en relación a suelos de texturas finas (Scheffer y Schachtschabel, 2002), en cuyo caso el agua es retenida a mayores tensiones en microporos formados por el arreglo de las partículas primarias y donde forma capas continuas que rodean a las partículas de arcilla.

Este comportamiento se repite en función de la estructura, donde suelos bien estructurados poseen una alta K saturada, en tanto suelos no estructurados o compactados presentan una disminución de la K de forma más gradual a medida que el suelo se seca (Hillel, 1980). La Figura 3 (derecha) presenta resultados prácticos de medición de K no saturada mediante infiltrómetros de disco, en el que se comprobó que la mejor estructuración del suelo franco limoso en relación al franco arenoso generó una alta K en condiciones cercanas a saturación, pero esta cayó rápidamente al secarse el suelo. En términos prácticos, la proyección de las rectas hasta el valor clásico de capacidad de campo (tensión equivalente a 330 cm) permite corroborar que la K disminuye en varios órdenes de magnitud en relación a la K saturada, lo que ha sido comprobado para distintos tipos de suelos y bajo distintas condiciones de manejo (Nissen et al., 2006; Dörner et al., 2009; Keller, 2012; Cuevas et al., 2013). En definitiva, un suelo con un contenido de agua menor a capacidad de campo posee un bajo riesgo de movimiento de contaminantes por agua, dada la baja K en estas condiciones; sin embargo, en esa situación se generan las condiciones de aireación que favorecen procesos de volatilización o de transformación biológica (Stepniewska et al., 2004).

Procesos en el suelo durante el movimiento de contaminantes

Los solutos en el suelo no se mueven sólo por flujos de masa, también existen otros mecanismos, algunos de los cuales se detallan en la Figura 4.

Figura 4. Procesos que alteran el flujo
homogéneo de solutos dentro del suelo: (a)
dispersión hidrodinámica dentro del poro por
roce en las paredes; (b) dispersión por cambio
en el tamaño de los poros; (c) procesos de
difusión; (d) otros procesos (precipitación,
adsorción). Adaptado de Leij y van Genuchten
(2002).
Figure 4. Processes that alter the homogeneous
flux of solutes through the soil: (a) hydrodynamic
dispersion within the pore by friction against the
walls; (b) dispersion due to changes in porosity
size; (c) diffusion processes; (d) other processes
(precipitation, adsorption). Adapted from Leij
and van Genuchten (2002).

La dispersión hidrodinámica es el resultado del flujo de una solución no homogénea a través de un cuerpo poroso, el cual produce tanto mezclas como diferencias entre las distintas porciones de la solución (Hillel, 1980). Así, el flujo en capilares gruesos es mayor que en capilares finos, y en cada uno de ellos se genera una velocidad de flujo no uniforme a nivel microscópico; sin embargo, no solo resulta importante el diámetro de los poros, sino su continuidad y tortuosidad (Hillel, 1998). Este fenómeno explica que en los poros finos existe un retardo en la aparición del flujo de salida (Bohne, 2005). Algunos autores consideran que la dispersión hidrodinámica cuantifica los efectos de la dispersión y la difusión, especialmente cuando se mezclan porciones de soluciones distintas (Leij y van Genuchten, 2002), pero acá se considerarán como fenómenos por separado.

Debido a que el resultado en la distribución de la solución depende de las diferencias de concentración, el flujo causado por la dispersión hidrodinámica (J_h) puede ser descrito por:

Donde D_h es el coeficiente de dispersión (en unidades de área / tiempo), θ es el contenido volumétrico de agua (en unidades de longitud³ longitud^-3) y dc/dx son los cambios de concentración en coordenadas espaciales. En condiciones saturadas, D_h está relacionado linealmente a las tasas de flujo, por lo que se asume un coeficiente de dispersividad λ (donde Dh = λⁿ, siendo n una constante empírica), el cual depende de las propiedades de suelo, con valores que varían entre 0,01 y 10 cm en experimentos de pequeña escala, a más de 100 cm en estudios a escala regional.

Otro fenómeno típico durante el movimiento de solutos en el suelo es la difusión (J_d), la cual denota la migración relativa de un soluto en relación al solvente, el cual puede estar o no en movimiento (Bohne, 2005). La difusión tiende a igualar concentraciones dentro de una solución, estando determinada en los suelos por:

Donde D_dif corresponde al coeficiente de difusión molecular o iónica para la fase líquida en el suelo y considera parámetros de tortuosidad del medio poroso (Leij y van Genuchten, 2002). D_dif puede ser calculado por la ecuación de Einstein-Stokes (Hillel, 1998), y en general se presenta en rangos desde menos de 0,1 cm² d^-1 en arcillas compactadas a 1,7 cm² d^-1 en sedimentos sueltos con alto contenido de agua (Leij y van Genuch-ten, 2002).

En definitiva, el flujo de un soluto a través de la fase líquida del suelo ocurre por convección, dispersión hidrodinámica y difusión, aunque las últimas dos no son fáciles de distinguir, por lo que muchos autores hablan del coeficiente de difusión/dispersión efectivo (Radcliffe y Rasmussen, 2002). Sin embargo, hay que considerar reacciones de naturaleza química, las cuales pueden ser clasificadas según su velocidad y el número de etapas o fases para lograr un cambio. Una de las más comunes corresponde a la adsorción de solutos en coloides orgánicos e inorgánicos, pero como no es objetivo de este artículo ahondar en estos aspectos, se recomienda el enfoque de procesos múltiples descritos por Jury y Horton (2004) y los mecanismos de reacción sólido-solución-solutos descritos por Or y Wraith (2002).

Otros factores que afectan el movimiento de contaminantes

Al ser el suelo un material anisotrópico, una de las mayores dificultades en su caracterización está dada por la variabilidad natural de sus propiedades (Kutílek y Nielsen, 1994). Las características más comunes en la pedogénesis son la estratificación, la horizonación y los cambios texturales dentro del perfil, los que generan cambios en los sistemas porosos que afectan el flujo de agua y el transporte de solutos (Jury et al., 1991). Sin embargo, existen otros procesos que generan variabilidad espacial, entre los que se incluyen los cambios estructurales, la labranza, la hidrofobicidad o repelencia al agua y los fenómenos de estratificación por aporte de enmiendas orgánicas (Figura 5), que muchas veces pueden ser inducidos por manejo antrópico. En sí misma la estructuración de los suelos es un factor de anisotropía, generando tortuosidad a nivel micrométrico (Dörner et al., 2013), de ahí la necesidad de trabajar y entender los procesos de transporte de contaminantes a distinta escala (Majdalani et al., 2015).

Figura 5. Fenómenos de variabilidad espacial del suelo. A la izquierda, distribución irregular
de agua en el perfil (EH: entre hilera, SH: sobre hilera) posterior a un riego en un suelo
acondicionado con materia orgánica (adaptado de Keller, 2012); a la derecha, perfil de
mojamiento con escala de grises para una tinción de azul brillante (color más oscuro: mayor
concentración), donde se observan zonas de flujo preferencial (Fuentes, 2013).
Figure 5. Phenomena of soil spatial variability. On the left, irregular distribution of water into
the profile (EH: inter row, SH: on the row) after irrigation in a soil amended with organic matter
(adapted from Keller, 2012); on the right, wetting profile in grey scale after staining with blue
dye tracer (darker color: higher concentration), with preferential path flows (Fuentes, 2013).

El gráfico de la Figura 5 (izquierda) muestra la distribución irregular del agua en un suelo de clase textural franco arcillosa, homogéneo en profundidad. En este caso, la aplicación de estiércol (20 Mg ha^-1) entre los 10 y 30 cm de profundidad generó una alta retención de agua, lo que incrementó la tortuosidad y discontinuidad en el sistema poroso hacia los horizontes subsuperficiales. Este principio se utiliza para realizar sellos en rellenos sanitarios, por ejemplo con adición de dispersantes en materiales arcillosos compactos, aunque no se logra un control 100% efectivo.

El otro caso señalado en la Figura 5 (derecha), se realizó en un suelo franco arenoso, estratificado, cultivado con maíz, donde se aprecia que la huella de tránsito compacta el suelo, generando un mojamiento heterogéneo, con concentración de flujo y riesgo de contaminación con nitratos; en otros perfiles bajo labranza tradicional, el arado induce una ruptura en la continuidad de los macroporos que restringe los flujos preferenciales y limita el abrupto movimiento de contaminantes en profundidad (Fuentes, 2013). Otra forma de generar flujos preferenciales en el suelo es a través de grietas por contracción, en suelos con alto contenido de arcilla (Pathak et al., 2011) o a través de fenómenos de hidrofobicidad en sistemas de labranza que tienden a generar una estratificación de la materia orgánica (Urbanek et al., 2007).

Un aspecto importante para entender el riesgo de un potencial contaminante es la escala de trabajo, la que orientará la estrategia a seguir en los mecanismos de prevención ó remediación (Figura 6).

Figura 6. Campos de flujo de agua a distintas escalas. Adaptado de Hartge y Horn (2009).
Figure 6. Water flow vectors at different scales. Adapted from Hartge and Horn (2009).

Por ejemplo, en una cuenca hidrográfica, el flujo hídrico se separa en las divisorias de agua, curvándose y confluyendo hacia las redes de drenaje natural. En este caso, el modelamiento del flujo de agua y de potenciales contaminantes tiene un mayor grado de incertidumbre, dada la mayor variabilidad espacial, la multiplicidad de factores que afectan el fenómeno y la dificultad en la obtención de la información (Nielsen y Wendroth, 2003).

Al analizar el flujo potencial de contaminantes a escala agronómica (detalle de la Figura 6, arriba a la derecha), existe la tendencia a analizar los procesos en forma unidimensional, con flujos descendentes dados por el aporte de lluvia y riego o ascendentes desde las napas subterráneas hacia la superficie. Sin embargo, en una aproximación a una escala más detallada (Figura 6, abajo a la derecha), es bien sabido que los flujos serán multidireccionales, y dependerán no sólo de la anisotropía del sistema poroso, sino de procesos como la absorción de agua por las plantas (que podrían consumir contaminantes en un proceso de fitoremediación) y de procesos de adsorción, complejación, quelación y precipitación de contaminantes, entre otros. En este contexto Dörner y Dec (2008) estudiaron el efecto de la presencia de un pie de arado sobre la generación de flujos preferenciales a lo largo de una catena de suelo. A través de modelación del flujo de agua, demostraron que la anisotropía de la conductividad hidráulica saturada (Ks) desvía el flujo hacia sectores con una mayor Ks; así, dado que un pie de arado genera una estructura laminar, se generó un flujo preferencial paralelo a la pendiente.

La movilidad potencial de contaminantes no se afecta sólo por la variabilidad espacial, también es necesario tener presente el dinamismo temporal del suelo. Por ejemplo, el sistema poroso está continuamente cambiando sus contenidos de agua, entre eventos de riego o a nivel estacional con las precipitaciones, lo que afecta los parámetros de modelamiento (Cuadro 1).

Cuadro 1. Valores de contenido de agua del suelo
(θ) y su efecto sobre el factor de tortuosidad del
líquido (ξ) y el coeficiente de dispersión efectivo
(De).
Table 1. Values of soil water content (θ) and its
effect on liquid tortuosity factor (ξ) and effective
dispersion coefficient (De).

A medida que aumenta el contenido de agua del suelo, aumenta el área de flujo y por ende el coeficiente de difusión/dispersión efectivo (De). Considerando la tortuosidad como L/Lc, en que L es la distancia lineal de flujo y Lc la distancia real de recorrido dentro del sistema poroso (Bohne, 2005), el factor Ç toma en cuenta el aumento de la longitud de recorrido y la disminución del área de sección transversal a medida que el suelo se seca, ponderando con un menor valor la Ecuación (3), ya que las partículas sólidas y el aire de los poros actúan como una barrera a la difusión (Jury et al., 1991).

Para el caso de difusión gaseosa, el análisis es exactamente al revés, ya que el aumento del contenido de agua dificulta el movimiento de gases al interrumpir las vías de flujo (Thorbjørn et al., 2008). En último término, el riesgo de contaminación gaseosa se explica por las mismas variables que en el caso de contaminantes asociados al flujo de agua, principalmente textura y estructura, que resultan en factores de conectividad y tortuosidad (Kunkoro et al., 2014), siendo relevante el rol de la materia orgánica en los factores de estructuración (Hamamoto et al., 2012).

Finalmente, la naturaleza del material que potencialmente se puede movilizar afectará el riesgo de contaminación en función de su solubilidad, volatilidad, capacidad de reacción con otras sustancias del suelo y facilidad de transformación por metabolismo biológico. Así por ejemplo, en un amplio rango de contenido de agua del suelo, existirán pesticidas como el DDT, cuyo coeficiente de difusión es dominado por la fase de vapor, en tanto la atrazina posee una mayor movilidad en fase líquida (Jury y Horton, 2004). Incluso para un mismo elemento, como lo es el caso del C o el N, existen riesgos inherentes debido a la amplia variabilidad de las formas químicas que pueden adoptar. Por ejemplo, en condiciones bien aireadas existirán pérdidas de CO₂, en tanto en condiciones de anegamiento el flujo gaseoso será bajo la forma de CH₄; para el caso del N, las condiciones de anegamiento favorecen la lixiviación de NO₃, pero a la vez se generan las condiciones para las pérdidas de N₂O (Phillips y Beeri, 2008).

Curvas teóricas de penetración de contaminantes en el suelo

El mecanismo clásico para entender y definir los factores y parámetros que gobiernan el movimiento de contaminantes en el suelo es mediante el uso de columnas experimentales, a través de las cuales se hacen pasar soluciones de distinta naturaleza (Figura 7). Según este esquema, una solución conocida A es desplazada por una solución conocida B en un experimento, donde se toman alícuotas para medir la concentración de solutos en distintos tiempos. Detalles de la teoría y principios se encuentran en Skaggs y Leij (2002), en tanto este y otros métodos experimentales se encuentran descritos en Skaggs et al. (2002).

Figura 7. Diagrama esquemático de una columna de suelo
usada en laboratorio para experimentos de flujo de contaminantes.
Figure 7. Schematic diagram of a soil column used in laboratory
for experiments in pollutants fluxes.

Si no existiesen fenómenos de dispersión hidrodinámica (Figura 4) o mezcla entre las soluciones A y B, esta última desplazaría a la primera en un frente regular con forma de pistón (Figura 8, izquierda), pasando en forma instantánea de una concentración relativa (C/Co) igual a cero a una concentración máxima, lo que acusa el cambio repentino en la composición de la solución. Este cambio se produciría en un tiempo o volumen dependiente de la longitud de la columna de suelo.

Figura 8. Concentración relativa del flujo de salida de una solución B de concentración conocida.
A la izquierda, modelo tipo pistón en que no existe mezcla ni dispersión hidrodinámica; a la derecha,
el avance como émbolo se alarga cada vez más respecto a la recta teórica (línea punteada) en
función del largo de la columna de suelo. Adaptado de Jury et al. (1991).
Figure 8. Relative concentration of exit flux of a solution B with known concentration. On the left,
piston model with no mixing or hydrodynamic dispersion; on the right, the advance as plunger
lengthens gradually respect the theoretical line (dotted line) in function of the length of soil column.
Adapted from Jury et al. (1991).

Sin embargo, debido a las interacciones discutidas en este trabajo, la recta teórica no se cumple, y se comienza a alargar en función de la distancia de recorrido. En forma particular, la aparición de la solución B se puede retrasar en relación a la recta teórica si ocurren fenómenos de sorción o intercambio, mientras que se podría adelantar su aparición si ocurren fenómenos de exclusión de solutos, o incluso podría no llegar a la concentración máxima teórica si ocurre una inmovilización biológica, una transformación o una volatilización (Skaggs y Leij, 2002).

Las curvas de penetración obtenidas permiten sacar ciertas conclusiones respecto a las características del flujo en el medio estudiado. Por ejemplo, el grado de amplitud y asimetría de las curvas es un buen indicador de un desequilibrio físico, mientras que la oblicuidad de las curvas da cuenta del grado de transporte preferencial (Jarvis et al., 2012).

El estudio de desplazamiento de solutos en el suelo se puede realizar a partir de distintas aproximaciones, desde las empíricas en columnas de suelo en laboratorio hasta métodos de campo, con muestreos laboriosos pero que replican de mejor forma las condiciones ambientales y de manejo (Salazar et al., 2011), pasando por diversos modelos específicos o complementarios, por ejemplo, los que modelan procesos hidrológicos (Salazar et al., 2009; Moldrup et al., 2013).

El suelo como filtro ambiental

Considerando la atmósfera y la hidrósfera como agentes altamente dinámicos, el lugar más seguro para retener y estabilizar contaminantes es el suelo (Bouma, 1996). Su función ambiental puede ser a través de un mecanismo de filtro superficial, en cuyo caso partículas en suspensión dentro de un volumen de agua quedan retenidas en superficie, al infiltrar el agua en el suelo o al evaporarse desde la superficie. En este caso, la efectividad como filtro disminuye en la medida que aumenta la resistencia al flujo en superficie, pero poseen la ventaja de ser reutilizados cuando se eliminan las sustancias filtradas. Sin embargo, lo más común es una función de filtro profundo, en cuyo caso las sustancias disueltas reaccionan con los coloides del suelo, quedando retenidas en este (Stevenson y Cole, 1999). La acumulación y la concentración de una sustancia dependen de la modalidad del filtrado, de allí proviene el término de capacidad de filtro.

Los principios para optimizar el uso del suelo como un filtro ambiental pasan por algunos aspectos básicos, entre los que destacan:

CONCLUSIONES

La movilidad de contaminantes en el suelo puede ser explicado desde el punto de vista de la física de suelos, ya que gran parte de su dinámica depende de los fenómenos de flujo y almacenamiento. Si el agente de interés es soluble, el principal proceso de movimiento dentro del suelo es por flujo de masas; sin embargo, dependiendo de la naturaleza del contaminante y las propiedades del suelo, existirán otros procesos relevantes, como la dispersión hidrodinámica o la volatilización hacia la fase gaseosa.

Resulta de gran importancia conocer las características del suelo que afectan la estructuración, como la textura y el contenido de materia orgánica, que en definitiva determinan el diámetro, continuidad y conectividad del sistema poroso por el cual se mueve un potencial contaminante.

Propiedades como la estructura o la hidrofobicidad, además de las prácticas de manejo, pueden influir en la variabilidad espacial y en la anisotropía del medio poroso, generando zonas de flujo preferencial, los cuales aumentan el riesgo de contaminación.

REFERENCIAS

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Received 13.01.2015
Accepted 30.07.2015

* Corresponding author: Oscar Seguel
E-mail address: oseguel@uchile.cl