UTILIZACIÓN DE MODELOS EN EL ACUÍFERO BAJO ALMANZORA (ALMERÍA) PARA PREVER POSIBLES ALTERNATIVAS DE GESTIÓN EN UNA SITUACIÓN DE DEFICIT HÍDRICO

UTILIZACIÓN DE MODELOS EN EL ACUÍFERO BAJO ALMANZORA (ALMERÍA) PARA PREVER POSIBLES ALTERNATIVAS DE GESTIÓN EN UNA SITUACIÓN DE DEFICIT HÍDRICO

UNIVERSIDAD COMPLUTENSE DE MADRID

FACULTAD DE CIENCIAS GEOLOGICAS

Proyecto para el Master de Geología Ambiental y Recursos Geológicos

Autor:

Dr. Guillermo Barragán Alarcón

Profesor-Tutor:

Dr. Pedro Emilio Martínez Alfaro

ÍNDICE

1. INTRODUCCIÓN……………................................................................................3

2. OBJETIVOS…………………………………………………………………………… 4

3. ANTECEDENTES

4. CARACTERIZACIÓN DEL ACUÍFERO

4.1. Comportamiento hidrogeológico de los materiales

4.2. Geometría y límites

4.3. Parámetros hidrogeológicos

4.3.1. Piezometría y régimen del manto

4.3.2. Parámetros hidráulicos

4.4. Funcionamiento hidráulico. Balance

5. METODOLOGÍA....................................................................................................5

5.1. Selección de software de modelización……………………………………….9

5.2. Modelo conceptual

5.2.1. Simulación Permanente.....................................................................10

5.2.2. Simulación Transitoria........................................................................12

5.2.2.1. Calibración del modelo en régimen transitorio…..…............13

5.3. Hipótesis de simulación………………………...……………………..………..16

6. RESULTADOS…………………………………………………………………………

7. CONCLUSIONES……………………………………………………………………...22

8. RECOMENDACIONES.........................................................................................23 BIBLIOGRAFÍA.........................................................................................................24

ANEXOS...................................................................................................................25

1. INTRODUCCIÓN

El acuífero del Bajo Almanzora es el principal abastecimiento de agua del término municipal de Cuevas del Almanzora (provincia de Almería). Ésta agua es el recurso limitante del desarrollo en la zona. Las medidas tomadas para satisfacer la demanda hídrica han sido principalmente la realización de trasvases desde cuencas externas y la utilización de agua de mar desalada. Sin embargo la puesta en funcionamiento de nuevos regadíos y el crecimiento continuado del número de habitantes permanentes y estacionales, ha llevado una y otra vez a situaciones de déficit. Actualmente la apertura de la nueva desaladora del Bajo Almanzora equilibra la demanda a escala local, aunque no lo hace a escala comarcal. Hay que tener en cuenta que aún en caso de que no haya déficit volumétrico, la traída o desalación de las aguas puede ser excesivamente costosa, lo que lleva a una “sequía” de carácter económico o socio-político.

La gestión del acuífero debe favorecer un fácil acceso al volumen almacenado, sin conflictos entre los usuarios, recargando en aquellos periodos en los que hay agua disponible y extrayendo en aquellos en los que lo requiere la demanda. La calidad del agua es otra cuestión a tener en cuenta, en acuíferos costeros además de recargar con agua de buena calidad hay que evitar efectos de intrusión marina.

  

2. OBJETIVOS

Prever los términos del balance para posibles escenarios de uso del agua en el acuífero en los próximos 6 años.

Elaborar un modelo que sirva para especular sobre las posibles alternativas de gestión en caso de déficit hídrico en el acuífero Bajo Almanzora.

3. ANTECEDENTES

Ha sido ampliamente probada una contaminación por metales debida a la lixiviación de residuos mineros originados por la minería del plomo y la plata (COLLADO et al., 2001a).

En relación con la contaminación agrícola y por aguas residuales, ha sido propuesta la inclusión de este acuífero como Zona Vulnerable de Nitratos según el Real Decreto 261/1996 de 16 de Febrero, que transpone la Directiva 91/676/CEE (BARRAGÁN-ALARCÓN, 2009). La elevada salinidad de las aguas almacenadas ha provocado el descuido o falta de control por parte de la administración hídrica regional (Agencia Andaluza del Agua), en cuanto a los diferentes tipos de contaminación.

La Directiva Marco del Agua enumera entre sus objetivos el de conservar, proteger y mejorar la calidad y uso sostenible de las aguas. VÁZQUEZ SUÑÉ et al. (2006) presentaron  una metodología para caracterizar masas de aguas subterráneas mediante modelización y aportaron criterios para los programas de gestión de acuerdo con la Directiva Marco. MARTÍNEZ SANTOS et al. (2008) hicieron esfuerzos para acoplar los enfoques de modelización numérica y las decisiones de los principales interesados en el uso de las aguas del acuífero de la Mancha Occidental, afectando a las Tablas de Daimiel.

Actualmente, la reciente apertura de la desaladora del Bajo Almanzora plantea un nuevo panorama en el balance hídrico, aliviando la escasez hídrica provocada por el crecimiento de la superficie de cultivo, así como por el aumento poblacional comarcal. El coste de la desalación será transferido sólo parcialmente a los regantes, las instalaciones han previsto un impacto mínimo sobre el acuífero subyacente.

4. CARACTERIZACIÓN DEL ACUÍFERO

4.1. Comportamiento hidrogeológico de los materiales

El aluvial está formado fundamentalmente por gravas y cantos gruesos de edad holocena, orientados según la dirección de flujo. La mayor parte del acuífero se compone de estas gravas y cantos, poco o nada cohesionados y con escasa matriz. Estos materiales presentan comportamiento hidrogeológico acuífero y permeabilidad alta.

Bajo los materiales aluviales existen materiales coluviales y depósitos aluviales diagenizados con niveles de arenas y limos. Los tramos arenoso-limosos aportan heterogeneidad al conjunto, haciendo variar los parámetros hidráulicos.

El acuífero está dispuesto sobre margas messinienses y pliocenas, excepto en las proximidades de la desembocadura, donde limita por el Este con micasquistos grafitosos.

4.2. Geometría y límites

El acuífero está catalogado por el IGME (1988) como acuífero 6.06. Se extiende desde las inmediaciones del embalse de Cuevas, hasta la desembocadura del río Almanzora. Tiene unas dimensiones aproximadas de 13 km × 1-2 km, lo que supone una extensión aproximada de 27,1 km². Además del propio aluvial del río Almanzora, el acuífero incorpora los sedimentos de su tributaria rambla de Canalejas, que alcanzan mayor volumen que otras ramblas de la vertiente norte (Rambla de Fuente Álamo, Rambla de la Artesica o Rambla de Gomara).

El paleocauce del río Almanzora se ha desplazado en el tiempo, de modo que queda una zona más porosa y menos compactada al SE de Palomares, correspondiente a un depósito aluvial antiguo.

El IGME (1977) presenta isopacas del acuífero detrítico, he retocado estas isopacas mejorando el procedimiento de interpolación mediante krigeage ordinario (Figura 1). Los materiales cuaternarios aluviales y coluviales fosilizados alcanzan un espesor medio de 50-60 m. La DIPUTACIÓN DE ALMERÍA (2003) realizó perfiles de SEV transversales al aluvial a 2,3 km de la costa alcanzando profundidades de 80 m. En enero de 2004 desde el departamento de Hidrogeología y Química Analítica realizamos SEV’s en el delta del Almanzora calculando resistividades hasta una profundidad de 100 m. Los resultados son semejantes para los tres trabajos de prospección, mostrando en algunos casos un conglomerado basal pliocuaternario-plioceno bajo los conglomerados cuaternarios. De todos modos la permeabilidad del pliocuaternario es mucho menor, y la calidad de sus aguas mucho más salina.

Figura 1. Isopacas de la formación de conglomerado pliocuaternarios del acuífero Bajo Almanzora.

4.3. Parámetros hidrogeológicos

4.3.1. Piezometría y régimen del manto

Los niveles piezométricos en la costa muestran poca variabilidad, dadas la proximidad al mar, que es un nivel sensiblemente constante, y la alta permeabilidad y porosidad de los materiales costeros (Figura 2).

CASTILLO-MARTÍN et al. (1993) y VALLEJOS et al. (1994) midieron las primeras recuperaciones desde la construcción del embalse. Estas mediciones reconocen un nuevo régimen que ya no está influenciado por  la escorrentía del río Almanzora, en cambio si se ve afectado por la puesta en funcionamiento de los nuevos regadíos.

Entre 1989 y 2002 se produjeron recuperaciones de niveles piezométricos de entre 1 y 1,5 m en la zona de Las Herrerías y en la costa, de entre 5 y 7 m en la zona norte del acuífero, y algo menores, de entre 0,5 y 2 m en las cercanías de Cuevas del Almanzora (DIPUTACIÓN DE ALMERÍA, 2003). Si bien en 2003 el gradiente hidráulico evidenciaba descarga al mar, posteriormente han seguido alternándose periodos de descarga y periodos de intrusión. Recientemente (en 2008) el nivel piezométrico se mantenía a 10 m por debajo de la superficie del terreno en los sondeos de la desalinizadora de Palomares (58, 59 y 60).

4.3.2. Parámetros hidráulicos

La transmisividad medida en el aluvial actual varía entre 1600 y 2400 m²/día. En el pliocuaternario la transmisividad toma valores muy inferiores, entre 30 y 40 m²/día. La porosidad eficaz en el aluvial y en los materiales coluviales oscila entre 8 y 10 % (DIPUTACIÓN DE ALMERÍA, 2003).

4.4. Funcionamiento hidráulico. Balance

El acuífero Bajo Almanzora presenta funcionamiento libre en la capa de conglomerados cuaternarios y confinado en la capa de conglomerados y arcillas pliocuaternarios. Las entradas y salidas del sistema varían con el tiempo. La alimentación, tanto superficial como subterránea, desde el propio río se halla completamente cortada por los cimientos de la presa de Cuevas de Almanzora. Las principales entradas son la infiltración directa de la lluvia y el retorno de riego.

Se estiman las entradas por infiltración directa entre 1 y 3,7 hm³/año, partiendo de un balance de lluvia útil (la variabilidad pluviométrica es elevada) a escala diaria. Hay que tener en cuenta que, al igual que en la mayoría de distribuciones pluviométricas de clima mediterráneo, son más comunes los años extremadamente secos que los extremadamente húmedos; un valor medio se aproximaría a 1,7 hm³/año.

De las tres estaciones pluviométricas localizadas en la zona se selecciona la de Cuevas del Almanzora para representar la pluviometría del área.  Los valores correspondientes al término de lluvia útil (LLu) quedan representados en la Figura 3 y en la Tabla 1.

Figura 3. Evolución de la LLu mensual calculada mediante el balance de Thornthwaite. Unidades: mm

Nº ESTACIÓN	OCT	NOV	DIC	ENE	FEB	MAR	ABR	MAY	JUN	JUL	AGO	SEP	SUMA
Cuevas	15,6	9,1	2,4	3,4	10,3	6,6	3,4	1,7	1,1	0	1,2	6,9	61,7
Vera	17	14,4	12,8	8,7	16	9,1	5	3,6	1,5	0,3	1,2	3,6	96,2
Cuevas AGR	3,1	5,8	18,5	2,3	5,3	5,5	27,1	0	0	0	0	0	67,9

Tabla 1. Valores medios mensuales de LLu calculados por balance de Thornthwaite a escala diaria, para una CC de 25 mm. Unidades: mm

La escorrentía es despreciable en el río Almanzora, pero no lo es en la rambla de Canalejas. Según el IGME (1983) las entradas por el aluvial de la rambla de Canalejas y por el borde norte, suponen una alimentación adicional de hasta 2-2,5 hm³/año. Dado el déficit hídrico generalizado no es corriente una entrada superior a 1 hm³/año.

Además de la lluvia y la escorrentía, es muy importante en la zona el agua excedente del riego de cultivos hortícolas y frutícolas. La zona de riego Bajo Almanzora, registrada como 403501 y constituida por 2115 ha, es la que se sitúa directamente sobre el acuífero Bajo Almanzora. También presenta alta utilización de agua la zona de riego 403505 (Cuevas; 2796 has), pero ésta no se sitúa directamente sobre el acuífero y no recarga en él. La utilización de agua de riego en las 2115 ha de la zona de riego principal que se extiende sobre el acuífero, sería de aproximadamente el doble del agua trasvasada, de 10,5 hm³/año.

La distribución de los abastecimientos utilizados para satisfacer la demanda agrícola en la zona 403501 para 2005 fue la siguiente (Tabla 2):

-        El trasvase del Negratín mandó 3,877 hm³.

-        Se estiman 1,334 hm³ servidos por el Tajo-Segura-Sur y por la Mancomunidad de los Canales del Taibilla.

-        3,9 hm³/año son desalados por la desalobradora de Palomares.

-        Según la DIPUTACIÓN DE ALMERÍA (2003) se tienen 0,4 hm³/año de sondeos conocidos e inventariados.

-        Escasos caudales de emergencia se han derivado en verano de la desaladora de Carboneras.

Esta utilización de agua plantea consumos algo elevados, y considerando el resto de zonas de riego y el balance comarcal, el total resulta deficitario para años posteriores.

La construcción de la nueva desaladora viene a paliar este déficit comarcal, que anteriormente tenía que ser cubierto por aguas del embalse. La nueva desaladora tendrá una producción de 20 hm³/año, de los que 15 hm³/año se destinarán a agricultura y 5 hm³/año a abastecimiento. Sin embargo no afectará al acuífero (según los datos disponibles) salvo que se habiliten nuevas zonas de riego, lo que nuevamente volcaría el balance hídrico a una situación de déficit.

ABASTECE	OCT	NOV	DIC	ENE	FEB	MAR	ABR	MAY	JUN	JUL	AGO	SEP	SUMA
T. Negratín	0,156	0,440	0,590	0,266	0,259	0,590	0,573	0,508	0,525	0,536	0,150	0,209	3,877
T. Tajo-Segura-Sur	0,214	0	0,178	0	0	0,892	0,268	0	0,321	0	0	0,267	1,338
Desalobra-dora Palomares	0,325	0,325	0,325	0,325	0,325	0,325	0,325	0,325	0,325	0,325	0,325	0,325	3,9

Tabla 2. Volúmenes de agua trasvasados para el año 2005 a la zona de riego 403501, del Bajo Almanzora. Unidades: hm³

Considerando un retorno de riego del 16,6 % en el mejor de los casos se tendrían 1,7 hm³ de recarga por el riego agrícola. Para una distribución mensual y diaria homogénea del riego, y tomando también la lluvia útil se obtienen los caudales recargados en m/día, sobre la superficie del acuífero (Tabla 3).

Nº ESTACIÓN	OCT	NOV	DIC	ENE	FEB	MAR	ABR	MAY	JUN	JUL	AGO	SEP	SUMA
Cuevas	15,6	9,1	2,4	3,4	10,3	6,6	3,4	1,7	1,1	0	1,2	6,9	61,7
Riego	41,1	41,1	41,1	41,1	41,1	41,1	41,1	41,1	41,1	41,1	41,1	41,1	500
Retorno Riego 16,6%	6,6	6,6	6,6	6,6	6,6	6,6	6,6	6,6	6,6	6,6	6,6	6,6	83
Total	22,2	15,7	9,0	10,0	16,9	13,2	10,0	8,3	7,7	6,6	7,8	13,5	142,6
mm/día	0,74	0,52	0,30	0,33	0,56	0,44	0,33	0,28	0,26	0,22	0,26	0,45

Tabla 3. Valores medios mensuales de recarga considerando una dotación agrícola de 5000 m³/ha/año. Unidades: mm

Además se cuenta también con tres posibles abastecimientos para agua de recarga: los vertidos de la ETAP existente junto al embalse de Cuevas y los vertidos de las dos EDAR de Cuevas y Palomares. Los vertidos del rechazo salino de la ETAP suponen un caudal no despreciable en volumen (1,6 hm³/año), pero de alta salinidad (7 mS/cm), autorizado por la Agencia Andaluza del Agua. Los vertidos de la EDAR de Cuevas del Almanzora (0,468 hm³/año) y los de la EDAR de Palomares (0,365 hm³/año), se suman a los vertidos de agua en el cauce. Al no existir dispositivos de recarga que faciliten la incorporación al acuífero de estos caudales, no considero probable una recarga mayor del 20%, a partir de estos conceptos.

En lo relativo a las salidas, no hay muchos datos fiables. La base de datos del IGME, carece de valores de caudal extraído, en esta zona. El informe de DIPUTACIÓN DE ALMERÍA (2003) únicamente hace referencia a cinco sondeos inventariados. De cara al balance hídrico muchas veces es mejor deducir las extracciones a partir de los consumos agrícolas que basarse en datos de bombeos anticuados o erróneos. Para esta simulación no se tiene más remedio que apoyarse en los datos de la DIPUTACIÓN DE ALMERÍA (ibidem) o a comunicaciones personales de regantes.  

Entre las extracciones del acuífero, la desalobradora de Palomares es el agente más notable que bombea aguas subterráneas, provocando impacto sobre el acuífero. Capta 18000 m³/día del acuífero, aunque en horas punta de consumo eléctrico puede reducir su funcionamiento. En horas de tarifa media se producen en torno a 1,8 hm³/año que se destinan a abastecimiento para la empresa GALASA. En horas de tarifa baja se producen 3,9 hm³/año para la comunidad de regantes de Cuevas del Almanzora. La producción se distribuye de forma homogénea a lo largo del año. La desalobradora de Palomares toma el agua a partir de tres sondeos principalmente, situados a una distancia de 1,25 km desde la costa.

En cuanto a la desaladora del Bajo Almanzora, ésta no extrae agua del acuífero pues se ha optado en su construcción por una toma abierta desde el mar, de modo que junto con la construcción del emisario, se ha decidido la construcción de un inmisario que capta el agua marina a 900 m de la línea de costas. Los sondeos inicialmente previstos han sido inutilizados (Pulido-Bosch, comunicación personal).

La salida de agua del acuífero al mar no está debidamente cuantificada, el modelo aporta algunas cifras orientativas. En periodos de sequía cuando esta salida se ve mermada se puede producir intrusión marina, cuya valoración es de gran interés hidrogeológico y medioambiental, de ahí la funcionalidad de los modelos que se exponen en el apartado 5.

El balance hídrico para 2005 es deficitario en toda la comarca del Bajo Almanzora (36 hm³ transvasados, 20 hm³ lluvia útil, 5 hm³ desalados, menos de 5 hm³ de aguas subterráneas extraídas frente a casi 90 hm³ de demanda total). Esto se debe, por una parte, a dotaciones de riego excesivas, que derrochan el agua de modo inadecuado al cultivo, y por otra parte a un desmedido aumento de la superficie regada (la zona de riego 403505 pasó de 1100 has a 2796 has entre 2003 y 2005). Los cambios en los usos del suelo plantean dificultades en el balance hídrico que debe ser actualizado periódicamente. En este sentido el Observatorio Nacional de la Sequía, puesto en marcha en 2005, es una iniciativa acertada del MMA.

En cuanto a las dotaciones agrícolas inadecuadas, mientras que el SERVICIO DE INFRAESTRUCTURA AGRARIA (2002) tasa las necesidades hídricas de los cultivos hortícolas y frutícolas en torno a 3000 m³/ha, los consumos reales están en torno a 5000 m³/ha. Es necesario adaptar las técnicas de cultivo, que por el miedo a la salinización de suelos no se han reconciliado con técnicas más modernas y más adecuadas al ámbito árido. La disminución de la superficie de regadío recomendada por COLLADO et al. (2001b) no se aplicó. Otras medidas como el ajuste de los periodos de cultivo a las épocas de aumento de la reserva hídrica, la optimización de sistemas de riego y la selección de especies adaptadas a zonas áridas sí que se realizan y se puede avanzar aún en ellas.

5. METODOLOGÍA

Para producir el modelo se ha decidido usar el programa MODFLOW, en su variante PMWIN. MODFLOW es un programa ampliamente utilizado y compatible, desarrollado por el U.S.G.S. (MCDONALD &  HARBAUGH, 1988) y basado en el estudio de caudales sobre la ecuación diferencial de flujo, por diferencias finitas. Presenta en su interfaz PMWIN todas las funciones necesarias para desarrollar la simulación, siendo de fácil manejo y distribución gratuita (CHIANG & KINZELBACH, 2003).

5.1. Modelo conceptual

Son dos capas, la primera representa el conglomerado cuaternario, de funcionamiento libre, y la segunda el conglomerado pliocuaternario, de funcionamiento confinado. La rejilla inicial consta de 50 × 30 celdas de 250 × 250 m cada una. Esta rejilla se dispuso orientada N130ºE, con la esquina superior derecha localizada en la coordenada 601300, 4132916. La capa inferior tiene poca influencia en el modelo de flujo; se ha simulado con una potencia fija de 10 m.

Como primer paso se ajustó el techo y muro de las dos capas a los datos topográficos y geofísicos existentes. Los intentos de interpolar estas superficies  han dado un ajuste pobre, de ahí que se optara por introducir manualmente los datos, de modo que quedaran registradas incluso las pequeñas variaciones topográficas. Para el conglomerado basal pliocuaternario sólo se han simulado los 10 primeros metros de espesor, para incorporar la idea de que no es un contacto totalmente impermeable.

La capa superior se simula como una capa tipo 1 (libre) y la inferior como capa tipo 0 (confinado). No es necesario considerar como afectan los cambios de nivel a la transmisividad.

 

A continuación se introdujeron todos los datos del modelo, empezando por los IBOUND, excepto las celdas costeras que son de potencial constante, el resto tienen IBOUND 1.

El límite costero se simuló como límite de potencial constante. Se evitó disponer celdas de potencial constante adyacentes cuando fue posible.

No se ha incorporado el río Almanzora como un módulo Stream ni como un módulo River, por estar seco el cauce durante todo el año. Desde que se acabaron las conducciones de distribución de las aguas del embalse de Cuevas no ha habido excedentes del embalse que corran río abajo.

5.2. Simulaciones

5.2.1. Simulación Permanente

Para el módulo de recarga se usó la media de los datos mensuales de la Tabla 3. Los sucesivos intentos de simulación en transitorio han demostrado que es mejor activar la capacidad de humectación de celdas, para que ninguna celda se quede inactiva.

Por último se añadieron los bombeos, de acuerdo con los datos de la DIPUTACIÓN DE ALMERÍA (2003), refinando la malla en tres filas y tres columnas por sondeo. Tomando un refinado de 3 filas y 3 columnas para cada uno de los sondeos, se obtiene la disposición representada en la Figura 6.

En estado estacionario se partió del techo del acuífero para obtener los niveles iniciales en el equilibrio. Todos los parámetros quedan expuestos en la Tabla 4.

5.2.2. Simulación Transitoria

Para la simulación transitoria se añadieron los puntos de vertido de las EDAR y la ETAP, refinando también la malla. Por último se añadió la descarga de la rambla de Canalejas, no se refinó la malla por no considerar esta descarga como un caudal puntual, sino más bien como un flujo difuso por todo el aluvial. Las aguas de la rambla de Canalejas no afloran en superficie al Sur de Los Lobos. Los parámetros vuelven a estar expuestos en la Tabla 4. La posición de sondeos y zonas de recarga viene dada por la Figura 6.

Para la simulación en transitorio no se activó la capacidad de humectación de celdas. Las celdas se recuperan automáticamente en cada periodo.

Para poder cuantificar el descenso producido a lo largo del año, se disponen sondeos de observación que recogen los valores calculados. Estos serán los sondeos 1 (254110077), 2 (254110080), 3 (254150009) y 4 (254150061), que disponen de datos de piezometría tomados desde la oficina provincial del IGME.

Los potenciales iniciales se deducen de la simulación en régimen permanente.

Se supone una infiltración del 20% a partir de la ETAP y las EDAR.

ALUVIAL BAJO	U.H. 6.06
	Transmisvidad (m2/día)	Permeabilidad (m/día)
Aluvial	1600-2400	40	Capa 1	Tipo 0
Pliocuaternario	30-40	3	Capa 2	Tipo 1
	Coef. de Almacenamiento
Pliocuaternario	0,005
	Porosidad eficaz
Aluvial	0,08-0,1
Pliocuaternario	0,05
	Sondeos  (m3/día)
Desalinizadora	6000
Desalinizadora	6000
Desalinizadora	6000
	415
	295
	275
	60
	55
	Caudales específicos l/s/m
	5-30
	Otros aportes (m3/día)
Rambla Camalejas	1350×2
EDAR Palomares	1000	0,20
EDAR Cuevas	1283	0,20
ETAP GALASA	4380	0,20
		Factor de humectación	0,1
		h= Muro + Factor de Humectación ×(h-muro)
río Almanzora	Cauce seco
Costa	Límite Potencial Cte.

Tabla 4. Parámetros de las simulaciones

Figura 6. Disposición de sondeos y puntos de recarga en el acuífero. Å Punto de observación.

Se realizaron dos simulaciones en transitorio. La primera toma 30 periodos anuales, comenzando el periodo de simulación en 1987 y terminando en 1916. Para los años posteriores a 1996 se rellenaron las series de recarga con datos anuales medios de 1971 en adelante, repitiéndose las series ya existentes. Para los objetivos concretos de este trabajo los datos disponibles alcanzan suficiente precisión. La desalobradora comienza a funcionar en el periodo 16, en 2003.

La segunda simulación transitoria toma 12 periodos mensuales, considerando datos de recarga mensuales. En esta simulación, de doce periodos mensuales  se recogen ligeras variaciones para la superficie piezométrica.

5.2.2.1. Calibración del modelo en régimen transitorio

Para mejorar la calibración del modelo se trató de ajustar los valores observados a los calculados. Los valores iniciales de niveles piezométricos extraídos de una simulación permanente en régimen natural no daban buenos resultados, pues en 1987 el acuífero ya estaba altamente sobreexplotado. En una simulación permanente con bombeos de cuatro veces el caudal extraído en la actualidad, los niveles resultantes se parecían más a los observados en 1987.

Los niveles calculados en las cercanías de la costa son mucho mayores que los observados, para paliar este efecto se aumentó la permeabilidad a 100 m/día en una franja de cerca de 2,5 km de la costa. Aún así los niveles resultan más elevados de lo que debieran. Otros ajustes paramétricos (recarga, productividad específica) no han dado mejores resultados.

Hice un gráfico de dispersión de los valores observados frente a los valores calculados. Este gráfico se puede observar en la Figura 7. Para el punto de observación 2 hay descensos no explicados por el modelo, posiblemente debidos a extracciones no inventariadas. En cuanto al punto 1 presenta siempre una cierta desviación hacia valores más altos de los calculados.

Figura 7. Gráfico de dispersión de los valores calculados frente a los valores observados.

Como posible apunte a la elaboración de nuevos modelos se utilizó PEST para deducir las posibles permeabilidades en los alrededores de los puntos de observación. Los valores que mejor ajuste consiguen con las series piezométricas son los quedan reflejados en la Tabla 5. Se mantuvo para la capa de funcionamiento libre un valor de 40 m/día y 100 m/día en la costa.

Punto de observación	1	2	3	4
Conductividad hidráulica hor. estimada (m/día)	48,951	129,131	>150	>150

Tabla 5. Valores de Conductividad hidráulica horizontal estimados por PEST.

5.2.3. Hipótesis de simulación

Para facilitar la gestión hídrica del acuífero Bajo Almanzora se plantearon cuatro posibles supuestos de medidas de paliación del déficit hídrico:

c) Aumentar la eficiencia de riego, usando goteos y ajustando las dotaciones a los 3000 m³/ha.

d) Aumentar la eficiencia del riego igual que en el caso anterior, pero extrayendo solamente de la desalobradora.

e) Construir dispositivos de recarga que reviertan al acuífero el total de los excedentes de las EDAR y la ETAP y no solamente el 20% como se había supuesto inicialmente en la simulación transitoria.

f) Construir dispositivos de recarga que reviertan al acuífero de los excedentes de las EDAR, pero no de la ETAP, además de la reducción de la dotación de riego y de los bombeos.

5.2.4. Modelización del contenido en cloruro, con MT3D

Para hacer estimaciones de la evolución de la concentración iónica en las aguas se simuló el cloruro como un contaminante y se utilizó el programa MT3D para evaluar el transporte del cloruro en el acuífero. Se realizaron modelos de cloruro de este tipo para el transitorio a 30 años y para la hipótesis c. Una mayor aproximación se espera para futuros trabajo usando MOC3D, considerando densidad variable en la costa.

La advección se modelizó con el método de las características y un método hibrido euleriano de primer orden - Runge-Kutta de cuarto orden. La dispersión se modeliza con un coeficiente de dispersión de 0,1.

Se ha supuesto que la carga clorurada de las EDAR es un tercio del contenido salino total (500 mg/L). De ahí que la carga del rechazo de la ETAP, considerando un doble de concentración para este rechazo, sea mayor (780 mg/L). Además el efecto de la carga sulfatada del rechazo de la ETAP es mucho mayor que el del cloruro (cerca de 2500 mg/L).

La entrada de agua por la rambla de Canalejas es altamente clorurada (900 mg/L en el mejor de los casos). También las concentraciones cloruradas iniciales son altas en esta zona (≈400 mg/L) y en la zona costera (≈900 mg/L), considerando episodios pasados de sequía e intrusión marina.

6. RESULTADOS

   a) Modelo transitorio a 30 años. Finalmente las series de datos calculados y observados quedan tal y como se visualiza en la Figura 8. El ajuste es considerado aceptable como punto de partida para la preparación de las hipótesis.

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Figura 8. Niveles piezométricos calculados (línea gruesa) y observados (línea fina, entre 1987 y 2016.

 Para 2011 los niveles están entre 37,5 m s.n.m. y 0 m s.n.m.  Para 2016 los niveles piezométricos se prevén entre 37,67 m s.n.m. y 0 m s.n.m.

Los balances hídricos en los últimos periodos son indicativos de la salida al mar, así como del almacenamiento hídrico en el acuífero. El balance entre entradas y salidas al mar oscila entre 12000-15000 m³/día de descarga costera. Estos valores se corresponden con salidas elevadas entre 4,99E5 m³/día y 5,06E5 m³/día equiparables a las entradas (4,88E5 m³/día).

Para el cloruro se tiene una gráfica de evolución tomando los parámetros explicados en 5.4 (Figura 9).

Inicialmente el riego y la infiltración directa producen un pico de agua menos salina en los puntos de observación más costeros (fresh water flood).  Para el año 2013 se observa un pico de salinidad en el punto de observación 1 debido a los vertidos del rechazo salino de la ETAP.

En la costa a mayor distancia de la línea marítima las variaciones de nivel se hacen más notables (punto de observación 3).

Figura 9. Concentraciones de cloruro simuladas para los puntos de observación costeros y para puntos de observación más occidentales, regando con un agua de 500 mg/L a 5000 m³/ha.

b) Modelo transitorio mensual. Hay un descenso continuado de niveles. Para octubre se tienen valores menores de 54,86 m s.n.m., para enero menores de 53,16 m s.n.m., para abril menores de 51,87 m s.n.m. y ya para Junio son menores de 51,13 m s.n.m. Estos descensos generalizados se pueden observar en la Figura 10.

Figura 10. Descenso de niveles en la simulación para 12 periodos mensuales.

Partiendo de los niveles normales en régimen natural hay un descenso continuado en todo el acuífero.

c) Aumentar la eficiencia de riego, usando goteos y ajustando las dotaciones a los 3000 m³/ha. Estas dotaciones de riego son las recomendadas por el SERVICIO DE INFRAESTRUCTURA AGRARIA (2002). Esta medida también disminuiría la recarga a un 8% minimizando la infiltración y el lixiviado del agua en el suelo. Se supone en este ejemplo que no disminuyen las extracciones de agua por sondeos.

La recarga se vería minorada en relación con la expuesta en la Tabla 3. Los cálculos para escala mensual quedan recogidos en la Tabla 6.

Repitiendo los cálculos para los treinta años el modelo transitorio 1 se convierte en el modelo transitorio_hipótesis 1. Dado que los abastecimientos de riego con aguas trasvasadas son exteriores a la cuenca, las restricciones de riego  no se manifiestan en una mejora notable de los niveles piezométricos del acuífero, sino que los niveles disminuyen todavía más. El retorno de regadío es una fuente importante de recarga debido a la extensa superficie de cultivo. Los niveles calculados frente a los observados vienen recogidos en la Figura 11. Los niveles para 2016 serían menores de 36 m s.n.m. considerando este supuesto.

Nº ESTACIÓN	OCT	NOV	DIC	ENE	FEB	MAR	ABR	MAY	JUN	JUL	AGO	SEP	SUMA
Cuevas	15,6	9,1	2,4	3,4	10,3	6,6	3,4	1,7	1,1	0	1,2	6,9	61,7
Riego	24,6	24,6	24,6	24,6	24,6	24,6	24,6	24,6	24,6	24,6	24,6	24,6	300
Retorno Riego 8,3%	2,1	2,1	2,1	2,1	2,1	2,1	2,1	2,1	2,1	2,1	2,1	2,1	24,9
Total	17,7	11,2	4,5	5,5	12,4	8,7	5,5	3,8	3,2	2,1	3,3	9	86,6
mm/día	0,59	0,37	0,15	0,18	0,41	0,29	0,18	0,13	0,11	0,07	0,11	0,30

Tabla 6. Valores medios mensuales de recarga considerando una dotación agrícola de 3000 m³/día. Unidades: mm

d) Aumentar la eficiencia del riego de modo similar al expuesto en el caso anterior, pero extrayendo solamente de la desalobradora.

Figura 12. Niveles piezométricos calculados (línea gruesa) y observados (línea fina, entre 1987 y 2016, suponiendo reducción de las dotaciones de riego y de los bombeos.

El efecto de la parada de las extracciones es mayor en las zonas occidental y central del acuífero. En la zona más costera, la desalobradora sigue actuando y lleva a descensos considerables, superiores a los 3 m/año. El nivel piezométrico para 2016 queda siempre por debajo de 36,16 m s.n.m.

e) Construir dispositivos de recarga que reviertan al acuífero del total de los excedentes de la EDAR y la ETAP y no solamente el 20% como se había supuesto inicialmente en la simulación transitoria. Además se mantiene la reducción de la dotación de riego y de los bombeos.

Figura 13. Niveles piezométricos calculados (línea gruesa) y observados (línea fina, entre 1987 y 2016, suponiendo reducción de las dotaciones de riego y de los bombeos e infiltración total de los excedentes de las EDAR y ETAP.

Se observan recuperaciones de hasta 2-3 m en la zona más occidental, que todo lo más alcanzan a ser medio metro mayores que las esperadas sin practicar la recarga en la parte más oriental. Los niveles piezométricos quedan siempre por debajo de 47,26 m s.n.m. en vertedero de la ETAP en el borde oeste.

En el transporte iónico esta acción de recarga no tiene gran efecto siendo muy similar el gráfico de concentraciones para los puntos de observación reconocidos. Una variación es que el pico de cloruro llega un año antes, en 2012.

Una modelización usando el sulfato resultaría en picos mucho mayores.

Figura 14. Concentraciones de cloruro simuladas para los puntos de observación costeros y para puntos de observación más occidentales, regando con un agua de 500 mg/L a 5000 m³/ha, y recargando con el agua de las EDAR y la ETAP.

f) Construir dispositivos de recarga que reviertan al acuífero de los excedentes de la EDAR, pero no de la ETAP, además de la reducción de la dotación de riego y de los bombeos. Los vertidos de la ETAP tienen elevada carga salina. El acuífero no tendrá problemas para asimilar la carga orgánica de los efluentes de la EDAR, pero si puede verse afectado por el aumento de salinidad provocado por el rechazo salino. Este rechazo salino lleva a empeoramiento progresivo y sostenido de la calidad del agua para riego o abastecimiento.

Los niveles piezométricos quedan siempre por debajo de 44,8 m s.n.m. en el borde oeste del acuífero, esta opción resulta en valores muy similares al modelo transitorio original.

Figura 15. Niveles piezométricos calculados (línea gruesa) y observados (línea fina, entre 1987 y 2016, suponiendo reducción de las dotaciones de riego y de los bombeos e infiltración total de los excedentes de las EDAR.

Para realizar la comparación de las diferentes hipótesis he realizado gráficos comparativos observables en la Figura 16

Figura 16. Niveles piezométricos calculados para el modelo transitorio a 30 años y para las distintas hipótesis en los últimos 6 años, x días y m s.n.m. en los puntos de observación 1 y 3.

7. CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES

Se considera obligada la reducción de las dotaciones de riego debido a la falta de abastecimientos, cualquier medida posible de ahorro hídrico será beneficiosa para el acuífero.

Es necesario adaptar las técnicas de cultivo, que por el miedo a la salinización de suelos no se han reconciliado con técnicas más modernas y más adecuadas al ámbito árido. Otras medidas como el ajuste de los periodos de cultivo a las épocas de aumento de la reserva hídrica, la optimización de sistemas de riego y la selección de especies adaptadas a zonas áridas sí que se realizan y se puede avanzar aún en ellas.

Parece poco probable que se lleguen a paralizar los sondeos existentes en el acuífero. Se tiene en cuenta que la demanda de agua estimada para la comarca es superior a los 90 hm³/año. Esto plantea serias dificultades de abastecimiento, aún considerando, cerca de 45 hm³ trasvasados desde el Tajo-Segura y el Negratín. Realmente los últimos aumentos en la superficie cultivada han sobrepasado ampliamente las garantías de abastecimiento en caso de sequía.

Los efluentes de EDAR y ETAP que se vierten directamente al cauce, podrían ser inyectados mediante sondeos. También se podrían disponer en zanjas que favorecieran la infiltración minorando la perdida por evaporación.

Los efluentes de la ETAP son altamente salinos y son una fuente de contaminación importante en el acuífero, además del excesivo uso de fertilizantes y plaguicidas de la agricultura. Por eso se recomienda desecharlos, mediante un emisario que mande esos efluentes al mar. Tienen sobre todo alto contenido en sulfatos, de los yesos bajo el embalse de Cuevas. 

 La puesta en marcha de nuevos recursos procedentes de la desaladora del Bajo Almanzora, que entra en funcionamiento con casi tres años de retraso, puede subsanar el déficit hídrico del acuífero pero no el de toda la comarca, así que, aún contando con el traslado del agua a otros términos municipales cercanos al de Cuevas, sigue siendo el balance ligeramente deficitario.

La utilización de nuevos datos piezométricos más recientes así como los de recarga, y la toma de datos en piezómetros costeros con un data logger podría favorecer la generación de modelos más precisos, así como la observación directa del fenómeno de intrusión marina.

REFERENCIAS

BARRAGÁN-ALARCÓN, G. 2009. Hidrogeología e hidrogeoquímica de los acuíferos del Bajo Almanzora. Tesis Doct. Univ. 299 p. + Anejos. Almería.

CASTILLO-MARTÍN, A.; VALLEJOS, A. & CERÓN, J.C. 1993. Sobre la hidroquímica de la cuenca del río Almanzora (Almería). Geogaceta, 14:15-17.

CHIANG, W.H. & KINZELBACH, W. 2003a. 3D-Groundwater modelling with PMWIN. Springer. 333 p.

COLLADO, D.M.; NAVARRO, A. & FONT, X. 2001a. Evaluación de la movilidad de los metales pesados en el acuífero deltaico del río Almanzora (Almería) mediante ensayos de campo y de laboratorio. In: Navarro, A., Sánchez-Garrido, J.A. y Collado, D.M. (Coords). Minería, Industria y Medio Ambiente en el SE peninsular. 55-66.

COLLADO, D.M.; NAVARRO, A. & SÁNCHEZ-GARRIDO, J.A. 2001b. Gestión ambiental de recursos hídricos: el caso del valle bajo del río Almanzora (Almería). In: Navarro, A., Sánchez-Garrido, J.A. y Collado, D.M. (Coords). Minería, Industria y Medio Ambiente en el SE peninsular. 283-293

DIPUTACIÓN DE ALMERÍA. 2003. Investigación de las características hidrogeológicas e hidrodinámicas de la provincia de Almería. TIHGSA. Cajamar

IGME. 1977. Estudio hidrogeológico de la Cuenca Sur. Almería. Informe técnico VII Hidrogeología de la cuenca del Almanzora y Antas. P.I.A.S. IGME y Ministerio de Industria y Energía. 129 p. ENADIMSA.

IGME 1983a. Investigación para la mejora del abastecimiento de agua a los núcleos urbanos de la Cuenca del Almanzora y Comarca de los Vélez (Almería). INGEMISA. MOPU y Diputación de Almería. Vol. I y II

IGME 1988. Estudio 07/88. Delimitación de las unidades hidrogeológicas del territorio peninsular e islas Baleares y síntesis de sus características. Iglesias López, A. y López-Camacho y Camacho, B. (Coord). EPTISA. Madrid.12 Vol. Cuenca Sur, Vol. 6. Cuenca del Segura, Vol VII.

MCDONALD M.G. & HARBAUGH A.W. 1988. A modular Three Dimensional Finite Difference Groundwater Flow Model. Techniques of water resources investigations of the USGS. 258 p.

MARTÍNEZ SANTOS, P.; LLAMAS, M.R. & MARTÍNEZ ALFARO, P. 2008. Vulnerability assessment of groundwater resources: A modelling-based approach to the Mancha Occidental aquifer, Spain. Environmental Modelling & Software, 23, 1145-1162.

SERVICIO DE INFRAESTRUCTURA AGRARIA 2003. Actualización del inventario y caracterización de los regadíos de Andalucía. Actualización 2002. Consejería de Agricultura y Pesca. Junta de Andalucía.

VALLEJOS, A.; PULIDO-BOSCH, A. & CASTILLO-MARTÍN, A. 1994. Consideraciones sobre la hidrogeología de la cuenca del río Almanzora (SE peninsular) Estudios Geológicos, 50 (1-2): 103-117.

VÁZQUEZ-SUÑÉ, E.; ABARCA, E.; CARRERA, J.; CAPINO, B.; GÁMEZ, D.; POOL, M.; SIMÓ, T.; BATLLE, F., NIÑEROLA, J.M. & IBAÑEZ, X. 2006. Groundwater modelling as a tool for the european Water Framework Directive application: the Llobregat case. Physics and Chemistry of the Earth, 31, 1015-1029.