Instituto TecnológicoGeoMinero de España
ESTABLECII�IIEN'I�O DE METODOIOGIA DEpETERM U CION DEL TIEMPO DE TRANSITO DECO EN LA ZONA NO SATURADA COMO
BASE PARA LA REALIZACION DE MAPAS DEVULNERABILIDAD
(Clave 264/1990)
Tomo II ANEJOS
MINISTERIO DE INDUSTRIA Y ENERGIA 3053
RESUMENES
DE LAS PUBLICACIONES
CONSULTADAS
1
11NETODO DE TRABAJO Y EMPLEO DE EDP DURANTE LA PREPARACION DE
DE MAPAS DE VULNERABILIDAD DEL AGUA SUBTERRANEA""
Thomas haertlé, 1983
RESUMEN
Para poder valorar vulnerabilidad del agua subterránea en
la zona superior del acuífero principal, es decir de la zona no
saturada, es necesario conocer el espesor y composición de las
capas, pudiendo así diferenciar entre 3 grados de vulnerabili-
dad. Con la ayuda de un EDP (tratamiento electrónico de la in-
formación) las capas que cubren el gua subterranea son delimi-
tadas en base a su permeabilidad y al nivel piezométrico (o
sea, el espesor de la Z.N.S .). Después se realiza un mapa a es-
cala 1:25.000, sobre el que se traza los símbolos necesarios
sobre los puntos de agua (pozos) respectivos, para poder asig-
nar los grados de vulnerabilidad. El mapa sirve de ayuda de
trabajo para la delimitación superficial de los distintos gra-
dos de vulnerabilidad la presentación final de los resultados
se da a escala 1:200.000.
2
"DESARROLLO DE METODOS PARA LA PREPARACION DE MAPAS DE
PROTECCION DEL AGUA SUBTERRANEA'"
Milan Vrána, 1977
RESUMEN
La protección del agua subterranea y el control de la
polución han originado un nuevo campo de actividad en hidrogeo-
logía. Las experiencias en los últimos años han mostrado que la
solución de estos problemas requieren unos mapas de protección
de A.S. muy especializados, así como mapas de vulnerabilidad de
acuíferos o contaminación potencial de acuíferos. El desarrollo
de conceptos y métodos aplicados a éste problema esta demostra-
do por ejemplos prácticos de diferentes países (Usa, Francia,
Alemania) desde el principio de los 60.
Una revista Checoslasca de mapas de protección de A. S,
dada por Vrána en 1968, muestra con especial énfasis el método
de compilación de esos mapas a escala 1:500.000, y los presenta
en mapas a una gran escala (1:25000 y 1:50000). Además propone
una clasificación de mapas de protección de A.S. con respecto a
su objetivos, contenidos y escala.
También hay que destacar los mapas de vulnerabilidad de
acuíferos a la polución en Francia a escala 1:1000.000 (1970)
las cuales son aceptados como un modelo clásico de mapas de
protección del A.S. Basado en la composición litológica de las
rocas, se definen 6 categorías de acuerdo con el incremento de
exposición a la contaminación potencial. Para cada categoría se
3
determina el modo de contaminación y la velocidad de contamina-
ción dependiendo de la permeabilidad de las rocas.
La 14 categoría, con mayor vulnerabilidad a todos los ti-
pos de contaminantes envuelve, p.e. acuíferos superficiales en
depósitos fluviales.
La siguiente categoría incluyendo calizas y dolomías muy
fisuradas y cavernosas.
La última categoría tiene una contaminación potencial
limitada incluyendo arcillas, pizarras y rocas metamórficas.
La extensión de areas que están relacionadas con varias
categorías son representadas en el mapa por colores. Por medio
de sombreado son mostrados datos complementarios: areas de re-
carga, extensión de cobeteras de acuíferos entre capas semiper-
meables a impermeables de zonas de riego y niveles piezométri-
cos. Las direcciones del flujo del A.S, la dirección de la ex-
tensión que va adquiriendo la contaminación potencial, etc.
pueden ser deducidas del mapa.
Desarrollos de métodos en Checoslovaquia
1.968 .- Mapa sinóptico a escala 1:500.000, como supleme-
nto al mapa nacional de regulaciones de protección del A.S. los
colores representan la posibilidad de contaminación del A.S.
determinados por la litología, tectónica y propiedades estruc-
turales y geológicas del acuifero. El territorio se divide en 4
i
4
categorías, donde la posibilidad de contaminación A.S. es defi-
nida como:
a) alta y fácil
b) moderada y variable
c) limitada y difícil
d) desconocida, por explotación insuficiente.
Las unidad básica es la región hidrogeológica, la cual es
a veces subdividida en areas mas pequeñas. El método propuesto
de protección de aguas subterráneas es representado por dife-
rentes esquemas. Desde este punto de vista 5 categorías son
destacadas:
a) Con protección total'indispensable
b) Con protección total recomendada
c) Con medidas de protección no esenciales
d) Con medidas de protección local necesarias
e) Sin medidas de protección
Datos suplementarios a estos son representados por colo-
res y sombreados , símbolos con índices numéricos...., también
se da un texto explicatorio con indice, sobre el mapa.
1974 .- Mapa de protección de aguas Subterráneas de la
República Social de Checoslovaquia, a escala 1:200.000 con 18
hojas, derivado del anterior.
Se definen 6 categorías para la posible contaminación de
acuíferos, incluyendo uno para acuíferos protegidos por una co-
bertura protectora de capas impermeables.
5
Son recomendados 4 métodos de protección regional
Además están incluidos:
Símbolos suplementarios para: la zona de captación de A-
guas subterráneas, dirección de flujo del A.S., superficies y
división del A.S. areas con un regimen de A.S. influenciado por
minería, importantes trampas de gravas y arena, y filtración en
orillas de ríos.
1976 .- En base a las recientes experiencias, se han realizado
unos métodos de protección de acuíferos para satisfacer las
necesidades, incluyendo la protección de la superficie del a-
gua, la atmósfera y el paisaje. Cada aprovechamiento requiere
modificaciones en los símbolos cartográficos usados en los ma-
pas de protección de aguas subterráneas. La leyenda para mapas
de gran escala (1:25000-1:50000) debe ser considerado como una
contribución metódica a la preparación de cada mapa.
Estos mapas deberán ser descritos para todas las zonas
con importantes reservas de A.S. y para regiones con un alto
potencial de contaminación. La leyenda incluye unos 60 items
representados por líneas y símbolos puntuales desarrollados por
la Regulación Nacional de Checoslovaquia para salvaguardar las
aguas subterráneas.
Los principios del mapa consisten en la representación
coloreada de las propiedades del comportamiento del agua de los
principales acuíferos y su peligro de contaminación, teniendo
6
eso en cuenta , los acuiferos son clasificados en 7 clases. En
el caso de 2 acuíiferos superimpuestos se expresa mediante som-
breado y su conexión hidráulica se indica por flechas. La im-
portancia del suministro del agua de los acuiferos es enfati-
zada por indicadores de transmisividad mediante gradación de
los respectivos colores , definiéndose así 4 categorías para
cada color.
La superimposición sombreada ilustra la permeabilidad de
las rocas al nivel del suelo, factor que es muy importante para
estimar la velocidad vertical del movimiento de los contaminan-
tes hacia el acuífero. Los datos básicos pueden ser tomados de
mapas pedológicos y geológicos , pero requieren alguna simplifi-
cación. Generalmente es suficiente con agrupar las rocas en 3
categorías : permeables , semipermeables e impermeables . Un rango
de puntos y símbolos representan varios orígenes potenciales de
la contaminación del A.S., intentos de economizar agua, drenaje
y riego de areas, contaminación superficial y subterránea, zo-
nas de protección de A.S., condiciones meteorológicas, etc.
7
CLASIFICACION DE ACUIFEROS , PROPIEDADES DEL COMPORTAMIENTO
DEL AGUA Y PELIGRO DE CONTAMINACION.
Propiedades del comportamiento del agua Peligro de conta-
minación
Acuiferos en rocas carbonatadas ....... Extremadamen.alta
Acuifero en sed. no consolidados
con conexión hidráulica con el
agua superficial ...................... Muy alta
Acuiferos en sed. N.C. sin cone-
xión hidráulica... . ................... Alta
Acuiferos en sed. no consolidádo
con baja permeabilidad a traves de
poros y fisuras:
Predominio de permeabilidad
por poros ............................ Moderada
Predominio de permeabilidad
por fisúra ........................... Variable
Acuiferos en zona fracturadas y
fisuras de rocas ígneas .............. Baja
Acuiferos en zona fracturadas y
fisurad,a de roca metamórfica ......... Muy baja
Superposición de 2 acuiferos (La anchura de la franja
indica la importancia del acuífero).
Conexión hidráulica mútua entre acuíferos
1-10 ll -100
Transmisividad de
acuíferos (m� í.1 )
8
"DATOS HIDROGEOLOGICAS REOUERIDOS PARA LA PROTECCION DEL AGUA
SUBTERRANEA A LA CONTAMINACION
Leonard A. Wood, 1977
Resumen
El mayor y más serio problema conectado con la disposi-
ción de residuos es a menudo la degradación o contaminación del
agua subterránea (A.S.). La estructura hidrogeológica debe ser
descrita de forma que sea capaz de predecir el movimiento de
los residuos, ya sean afectados por disolución, dispersión y
absorción, y que permita medir o decidir sí el impacto de los
residuos (o el agua) será aceptable.
Los datos requeridos de geología superficial y subsuper-
ficial, local y regional incluyen: La absorción característica
de los minerales de la roca con los que los residuos y/o lixi-
viado de residuos están en contacto, el contenido disuelto or-
gánico e inorgánico'del contenido del agua en las rocas, el
sistema de flujo y cómo responderá a las diferentes presiones,
y la química de los residuos. otras informaciones adicionales
necesarias son: precipitación, escorrentía, infiltración y ero-
sibilidad de los mat?ríales superficiales.
Para prevenir o minimizar la contaminación del agua sub-
terranea, la disposición de residuo, ya sea en superficie, cer-
ca de la superficie o en profundidad, deberá ser evaluada en
términos de geología e hidrología de superficie o subsuperfi-
cial. La predicción del tiempo de impacto de los residuos sobre
los recursos del agua requiere una detallada descripción de la
9
estructura hidrogeológica de la zona . Para un depósito de resi-
duos en superficie deberán obtenerse datos de porosidad, per-
meabilidad y gradiente hidráulico en cada capa de zona no satu-
rada y del acuifero subyacente, para identificar los caminos
del flujo y estimar el tiempo de tansito en ambos, ya sea en
direcciones verticales y/o horizontales.
La distribución de la permeabilidad en muchos casos es
compleja y la cartografía de los caminos de flujo no es facti-
ble.
Para seleccionar la situación 'de un vertedero de residuos
hay 3 criterios generales:
14 Evitar lugares que tengan permeabilidad secundaria, como
fracturas , cavidades ..., elegir lugares que estén cerca
de acuíferos homogéneos e isotropos que harán posible que
la velocidad máxima de flujo este cerca de la velocidad
media de flujo.
2° Elegir zonas de baja,. pero no extremadamente baja per-
meabilidad, que minimizarán la velocidad del flujo.
3s Elegir lugares con zonas no saturadas de gran espesor.
10
"'METODO PARA LA ESTIMACION DE LA DIFUSION DE PARAMETROS
GASEOSOS EN LA ZONA NO SATURADA'
Edwin P. Weeks, 1985
Resumen
La difusión ordinaria de gases es a menudo el mecanismo
dominante de transporte a través de la zona no saturada en am-
bientes áridos y semiáridos. El modelo de difusión de gases, en
la zona no saturada requiere, además de otros parámetros, que
la tortuosidad de la estructura porosa sea conocida. Tres dife-
rentes aspectos han sido comprobados para la determinación, in-
situ, de la tortuosidad de los materiales no saturados.
Un ler metodo esta basado en la simulación de concentra-
ciones de fluorcarbono medido a varias profundidades.
El 24 método se basa en la simulación de variaciones es-
tacionales de concentraciones de CO'2 a 10 m de la superficie.
En el 3er método, un trazador de gas es difundido en el
medio gracias a un aparato de penetración, y su llegada a va-
rios piezómetros queda registrada.
CONCLUSIONES
La difusión de gases de vapor, a partir de peligrosos
residuos almacenados en depósitos construidos en la zona no
saturada debe representar un mecanismo de transporte importante
por el cual los gases alcanzan el ambiente accesible. El trans-
porte gaseoso es debido a la combinación de 3 mecanismos inclu-
i
11
yendo el flujo de masas viscosas, difusión normal , o difusión
discontínua . El radio que alcance el transporte gaseoso por
estos mecanismos separados dependerá , por parte del terreno, de
las propiedades del medio poroso, incluyendo : la distribución
del tamaño del poro y sus interconexiones o tortuosidad; y por
parte del gas: el tamaño molecular, la viscosidad , el coefi-
ciente de difusión binaria en el aire, la decadencia proporcio-
nal constante, la solubilidad en agua y la absorción por los
materiales de la matriz.
12
"FLUJO EN ZONAS NO SATURADAS Y DINAMICAS DE RECARGA DE AGUA
SUBTERRANEA EN LA SUPERFICIE DE LOS ACUIFEROS. "
Marios Sophocleousy otros, 1985
Resumen
Para cuantificar los procesos naturales de recarga de
agua subterranea, 2 yacimientos han sido instrumentados con
varios sensores modernos y datos microregistrados para automa-
tizar, evaluar y procesar los datos. Tanto el estrato o capa
límite con la atmósfera, como las zonas saturada y no saturada,
son tomadas como sistema unificado. La evaluación de estos apa-
ratos indicaron que los equipos cómo traductores de presión,
erán muy sensibles a las condiciones ambientales, mientrás que
otros equipos como la sonda de neutrones y varios sensores at-
mosféricos parecen ser fiables bajo cualquier condición.
La recarga de agua subterranea se compone de secuencias
de precipitación y evapotranspiración. Los flujos de aguas sa-
turados y no saturados a varias profundidades, perfiles de sue-
los húmedos y cambios de almacenaje, anomalías en la tempera-
tura del suelo, niveles freáticos hidrográficos, y cambios del
nivel de agua en pozos cercanos, representan claramente los
procesos de recarga.
El espesor, las condiciones y la naturaleza de los suelos
húmedos y de la zona no saturada fueron encontradas como los
mayores factores de recarga .
13
Aunque los dos yacimientos instrumentados fueron reali-
zados en ambientes arenosos, caracterizados por tener un clima
continental subhúmedo y un nivel freático superficial; se ob-
servó, en la recarga estimada, una gran diferencia que alcanzó
desde menos de 0,25 a aproximadamente 15,4 cm en los dos yaci-
mientos, desde Febrero a Junio de 1983. (Los experimentos se
realizaron durante 2 años).
Uno de los objetivos de este estudio fue: cuantificar la
cantidad y especificar el tiempo de distribución de recarga en
los dos yacimientos de recarga seleccionados.
CONCLUSIONES
La recarga se dió solo durante finales de invierno y pri-
mavera, y no al final del verano, y la cantidad de recarga fue
diferente para los dos yacimientos (154 mm en uno y 2.5 mm en
el otro).
Ambos yacimientos están localizados en ambiente arenosos,
en áreas de recarga con igual tipo de suelo, caracterizados por
delgadas capas de arcilla. La cantidad de recarga estimadarep-
resenta aproximadamente el límite superficial de la recarg na-
tural de aguas subterráneas para estas áreas, bajo condiciones
naturales , aunque solo se habían medido en dos puntos, en un
periódo relativamente corto y en un ambiente arenoso extenso.
Debido a que ambos yacimientos presentan un tipo de sue-
lo similar, es la profundidad del nivel freático la gue tiene
un importante papel en la estimación de la recarga de agua sub-
14
terránea . La principal causa de esta diferencia de recarga ob-
servada en los dos yacimientos es probablemente el gran espesor
de la zona no saturada, así como la baja medida de humedad con-
tenida en la zona en uno de los yacimientos, el cual fue la
causa de un importante decrecimiento en la conductividad hidrá-
ulica de la zona no saturada en comparación con el otro yaci-
miento.
Respecto al flujo se observó en la zona no saturada y en
los perfiles superficiales del suelo, un flujo de agua predo-
minantemente vertical desde los estratos superficiales a los
inferiores y hasta el nivel freáticd. Este procedimiento requi-
rió que la sonda de neutrones penetrara por debajo del nivel
freático. La combinación de las curvas del agua y la conducti-
vidad hidráulica en la zona saturada proporcionarán relativa-
mente un único camino de predicción de conductividad hidráulica
de la zona no saturada, dado que el agua contenida a profundi-
dad del suelo se llevó mediante un flujo que no provenía de los
extremos secos a húmedos de la zona y que el suelo no era dema-
siado arcilloso.
Respecto a los traductores de presión usados con los ten-
siometros , fueron muy sensibles a las condiciones ambientales y
frecuentemente requerían ser recalibrados, lo cual fue un prob-
lema para la obtención de medidas continuas.
15
"ESTUDIO DE SUELOS HUMEDOS EN LA ZONA NO SATURADA PARA
FACILITAR LOS DEPOSITOS DE RESIDUOS NUCLEARES . (Sur AfricaY '
M.Levin y B. Th.Verhagen, 1985
Resumen
Este estudio ofreció la oportunidad de conocer y estudiar
el movimiento de infiltración del agua de lluvia en un ambiente
semiárido. La fisiografía de la zona de estudio es prácticamen-
te plana con una elevación de 1000 m, sobre el nivel del mar,
con una lluvia de menos de 100 mm/año y una evaporación en ex-
ceso de 2000 mm/año. La vegetación consiste en malezas espar-
cidas, y praderas típicas de áreas semidesérticas.
Perfil litológico de la zona saturada de techo a muro :
0,5 m de arenas, 1-3 m de calcita, 10-20 m. de arenas rojas a
grisáceas a arcillas arenosas, 0-15 m. de arcilla blanca deri-
vadas del granito subyacente. Aproximadamente hasta los 20 m.
del granito formaron parte de la zona no saturada con el nivel
freático a 50-60 m, dándose que en juntas y fracturas, los con-
tenidos de humedad de los sedimentos superficiales alcanzarón
del 6 al 12% del peso, aunque ocasionalmente las muestras daban
el 20%.
El análisis del agua fue analizado mediante el Tritio
ambiental , dándose los picos más altos en los 3 m. superiores
de todos los perfiles , aunque en dos casos este se dió a 10 m y
14 m.
16
Estos valores altos de Tritio en las zonas superiores
corresponden a materiales más permeables y un más alto conteni-
do en calcio (calcita). Pero aquellos picos a menor profundidad
son probablemente el resultado de un movimiento de agua verti-
cal a lo largo de superficies de deslizamiento rápido, revesti-
das por calcita secundaria.
CONCLUSIONES
Los 3 M. superiores de los perfiles parecen ser los más
permeables, como lo indica el alto porcentaje de partículas
gruesas. Las correlaciones entre CaO y los valores del Tritio
han mostrado que los 3 m. superioras no solo son los más per-
meables sino que están invariablemente calcretizados.
Las fracturas cementadas con calcita deben haber actuado
como caminos de húmedos, los cuales penetraban por debajo de
los 3 m superiores de la zona rica en tritio.
Allí parecen estar dos componentes húmedos de la arcilla,
uno de los cuales es libre de migrar a lo largo de zonas per-
meables y el otro, estando en zona impermeable, queda como zona
colgada dentro del material arcilloso. Estas conclusiones se
deben a:
1.- En la escala de tiempo medida con el Tritio ambiental
(± 60 años) no hay movimiento vertical importante de
la humedad del suelo y por tanto los radinucleidos
están dándose en la mayoría de los perfiles medidos.
17
2.- Durante el relleno posterior con el material excavado,
los 3 m. de la zona superior fueron desechados, por lo
gue contiene material grueso y un bajo contenido arci-
lloso, por tanto tienen mayor permeabilidad.
18
"" CALCULOS DE INVESTIGACIONES EXPERIMENTALES DE LA MIGRACION DE
LOS PRODUCTOS PETROLIFEROS EN SUELOS NATURALES ".
Rolf Mull, 1978
Resumen
Debido a la heterogeneidad de los suelos se hace necesa-
ria la descripción del flujo vertical de hidrocarbónos mediante
una ecuación de difusión, o de acuerdo a la teoría de flujo por
émbolo. En el ter caso la ecuación tiene que ser resuelta para
un suelo homogéneo:
alo 1 aQo aKu---- _ 8---[--- (D ----)- ----]Dt p a z az Zz
0= Saturación fase petroleo
t = tiempo
z = coordinada espacial
P = porosidad
D = coeficiente de difusión
Ku= permeabilidad efectivainsaturada
En el 2° caso se toma la saturación (como O,= f(z)) tiene
forma rectangular durante la redistribución.
Oo. z = cte
La velocidad del petróleo es:
g . KuVo = --------- g = aceleración del suelo
90•P• 0o9o= viscosidad cinemática
aceite
CONCLUSION
El cálculo de la migración del aceite en el subsuelo debe
estar basada en el supuesto de condiciones homogéneas. La hete-
rogeneidad del suelo y la distribución del petróleo solo puede
ser tomado en consideración por estimaciones aproximadas.
19
"MEDICIONES DE CAMPO DE TRASPORTE DE CARGA DE SOLUTOS DESDE LA
ZONA NO SATURADA DE SUELOS ARENOSOS HACIA AL AGUA SUBTERRANEA
INFERIOR DE TIERRAS ARIDAS , PRADERAS Y BOSQUES DE CONIFERAS. ""
O.Strbel y M.Renger, 1982
Resumen
Para el estudio de suelos áridos se usaron niveles de
Nitrógeno fertilizante, cuya concentración de recarga de agua
subterránea anual es aproximadamente de 30 mg N/l. Para la in-
fertilización de praderas y coniferas, el valor correspondiente
es < 4 mg N/l. La relación entre la proporción de fertilizado-
res y la entrada de nitratos dentr6 del agua subterranea para
suelos áridos, muestran que la contracción de N teórica para
infertilizar dichas tierras es relativamente mayor (cerca de 14
mg N/l), aunque una proporción del Nitrato que entra es llevada
en el agua subterránea por desnitrificación microbiológica. Los
valores de la proporción de entradadel cloro es:
tierras áridas » coniferas » praderas infertilizadas
y para el SO4 es:
coniferas> áridas> praderas infertilizadas
(El alto valor para las coniferas es debido a la inter-
cepción de aerosoles).
20
"" DISTRIBUCION DE LIXIVIADO DE SUELOS AGRICOLAS EN
LA ZONA NO SATURADA DEL CHALK BRITANICO "".
S.S.D.Foster y A.H.Bath
Resumen
Investigaciones sobre la zona no saturada del acuífero
inferior como tierras de cultivo, permitirían una valoración de
las pérdidas de nutrientes lixiviados para la asociación de
suelos altamente permeables y la redicción de tendencias futu-
ras sobre la calidad del agua. Perfiles de nitratos y otros
constituyentes son comparados con otras zonas del Este de In-
glaterra. Los isótopos ambientales' han sido investigados en
profundidad para ayudar al estudio. Los problemas para evaluar
la evolución de los perfiles de la zona no saturadas son discu-
tidos.
CONCLUSIONES
El rango de lixiviado se ha incrementado sustancialmente
con el aumento del cultivo intensivo durante los últimos 20
años.
Los perfiles del agua de los poros presentados, demues-
tran la complejidad del mecanismo de transporte de los solutos
(desde el suelo y a través de la zona no saturada), en una ca-
liza microporosa fisurada, como la del Chalk. Estos mecanismos
pueden comprenderse mejor si la evolución histórica y futura de
la principal fuente de nitratos, sulfatos y otros solutos son
respectivamente evaluados y predecidos. A partir de las numero-
sas investigaciones propuestas se sugiere que:
21
a) En los pocos metros más superiores , la profundidad exacta
viene a ser función de las propiedades hidrogeológicas de
los perfiles maduros , el movimiento de solutos es fuerte-
mente dispersivo , con intermitentes flujos rápidos hacia
abajo ( y presumiblemente , continuos flujos lentos hacia
arriba ) que ocurren en verano.
b) Los solutos se escapan desde esta zona superior y son
transportados hacia abajo por exceso de infiltración del
agua de lluvia; el alcance de la no equilibración o dis-
persión, viene a ser esencialmente una función de la in-
tensidad de infiltración, las' propiedades hidráulicas de
la matriz, la geometría de las fisuras y el coeficiente
de difusión apropiado de los solutos interesados.
Los isotopos ambientales han sido de una considerable
ayuda en la evaluación de los procesos de entrada y los proce-
sos de transporte , los cuales pueden estar obligados a variar
significativamente a través y entre las regiones.
22
"VULNERABILIDAD DEL AGUA SUBTERRANEA A LA CONTAMINACION
EN SLOVENIJA'"
Dusan Novak, 1982
Resumen
Básicamente puede decirse sobre el abastecimiento del
agua, que tanto las fuentes naturales del agua, como pozos y
aguas subterráneas están en uso. La protección de estas fuentes
de agua contra la polución es de gran importancia.
Potentes acuíferos en Slovenja se encuentran en llanuras
aluviales en regiones muy densas inhabitadas. Solo una pequeña
parte es una reserva de agua subterranea natural donde se puede
ver la influencia de diferentes investigaciones sobre la cali-
dad del agua.
En los años 70 se publicó el mapa " Peligro de contaminac-
ión del agua subterranea en Slovenila ". Escala 1:200.000.
Los criterios para la estimación en este mapa son: per-
meabilidad y densidad de las capas, naturaleza de las rocas,
gradiente de alimentación del agua subterranea, posibilidad de
autopurificación del agua, etc. Los términos hidrológicos de-
terminan la extensión y el régimen de contaminación del agua.
Es importante además el tipo de porosidad, el radio de conta-
minación, así como el movimiento y cambio de los contaminantes.
El estudio hidrogeologico y la clasificación de rocas,
muestran las zonas vulnerables donde los materiales peligrosos
23
pueden influenciar en los acuíferos y así indicar la posibili-
dad potencial de contaminación del agua subterranea.
Estas zonas se han dividido en 4 categorías de las que la
más expuesta a la contaminación son acuíferos donde la contami-
nación viene directamente de la superficie . Esta penetra rápi-
damente, debidoa que estos acuíferos son explotados muy rápida-
mente. El suelo esta formado por gravas, arenas y arcillas. Los
acuíferos son alimentados por precipitación y flujos de agua
superficiales . Las terrazas pleistocenas y los abanicos de gra-
vas son los principales reservorios de agua subterranea. La
permeabilidad de los sedimentos cúaternarios es buena, pero
pueden variar en dirección vertical y horizontal . También puede
variar el espesor de las capas . La agricultura y los movimien-
tos son intensivos. El tratamiento de aguas residuales y drena-
je de plantas no pueden seguir el rápido incremento de ajustes,
así como el incremento en la cantidad de aguas residuales.
24
"LA FISICA DE LOS MOVIENTOS DE SOLUTOS EN LA ZONA
NO SATURADA DEL BRITISH CHALK".
S.R.Wellings , J.D.Cooper y J.P.Bell, 1982
Resumen
Este artículo describe dos campos experimentales para es-
tudiar el flujo del agua de la zona no saturada a través del
Chalk, enla que se discutirán los modos de transporte y la pro-
bable velocidad hacia abajo de los solutos a través de la zona
no saturada del Chalk.
El flujo de agua se realiza a traves de la matriz (con
diámetros de los poros entre 0,2 - d,8 tAm) y a través de micro-
fisuras (50 - 5000 lam) de la zona no saturada hacia el agua
subterranea. La velocidad hacia abajo del agua y solutos de la
zona no saturada se enfocan bajo dos aspectos:
1. Interpretación de cambios en los perfiles de solutos con el
tiempo . El primero de estos estudios se realizó con el perfil'
del Tritio. Interpretándose la posición del "pico" del Tritio
en la zona no saturada, como un movimiento hacia abajo del Tri-
tio termonuclear, con un radio de 0,8 m/año (coincidiendo con,
el movimiento hacia abajo del nitrato).
2. Mediante la aplicación de teorias físicas del movimiento
del agua y de solutos en zonas no saturadas de porosidad media,
para determinar la importancia relativa del flujo fisural y en
la matriz . El conocimiento de la velocidad vertical hacia abajo
y la cantidad de nitratos es esencial para predecir la calidad
futura del agua subterránea.
25
"MODELOS MATEMATICOS DEL COMPORTAMIENTO DEL NITROGENO
EN LAS ZONAS NO SATURADAS DE SUELOS CULTIVADOS"
B.Caussade y M.Prat, 1982
Resumen
Se trata de un modelo basado o influenciado por el movi-
miento del agua del suelo y las variaciones de la temperatura,
lo que permite simular el transporte y transformación del ni-
trógeno a través de suelos homogéneos bajo condiciones de flujo
no saturados.
La validez del modelo es comprobada por comparación numé-
rica de los resultados simulados con los datos experimentales
de campo, sobre el nitrógeno fertilizador de tierras de creci-
miento de trigo en el SW de Francia.
CONCLUSIONES
- El modelo da una buena predicción del agua, temperatura
y distribución de N-N03 en condiciones de campo para sue-
los homogéneos.
- El modelo fue comprobado para las condiciones propicias
de lixiviado y contaminación del agua.
- En otro estudio será comprobado para otras condiciones,
por ejemplo durante el periódo de crecimiento del trigo y
condiciones del suelo con temperaturas más altas.
26
"SIMULACION MATEMATICA DEL TRANSPORTE DE NITRATOS :
TRANSPORTE DE NITRATOS A TRAVES DE LA ZONA NO SATURADA".
K.Kovárík , S.Gazda, V.Bansky y D.Lamos, 1982
Resumen
El transporte de nitratos a través del perfil del suelo
es muy complicado, ya que al no poder obtener todos los datos
de entrada requeridos, el modelo no puede ser simulado.
Este artículo describe el complejo modelo matemático de
un sistema de pozos. El modelo usa el método de los elementos
finitos para tres partes independientes:
- El modelo hidraúlico de flujo de agua subterránea.
- El modelo de transporte de nitratos a través de la Z.N.S.
- El modelo de transporte de nitratos en la zona saturada.
El que aquí interesa es el transporte de nitratos a tra-
vés de la zona no saturada, el cual es muy complicado, ya que
al no obtener todos los datos de entrada requeridos, algunas
partes del complejo modelo no pueden ser simuladas. La parte
más importante de la solución es el transporte de humedad, tem-
peratura y nitratos:
ae- Transporte de humedad : K.A + C ---- + F = 0
ataC
- Transporte de masa : M ---- + H . C + R = 0at
aT- Transporte de temperatura : P.T + Q ---- = 0
at
27
e = contenido en agua
M = masa
T = temperatura
K = conductividad
t = tiempo
C = concentración nitratos
Estas ecuaciones nos dan información acerca de la distri-
bución de humedad y temperatura para resolver la descomposición
y nitrificación en los suelos.
28
"" SIMULACION NUMERICA DE LOS EFECTOS
DEL TRANSPORTE Y TRANSFORMACIONES DEL NITROGENO
EN LA CONTAMINACION DEL AGUA SUBTERANEA"".
M.Mehran, J.Noorishad y K.K.T.anji, 1982
Resumen
Dos modelos numéricos, uno para la zona vadosa y otro
para el sistema acuífero son usados para predecir la contamina-
ción potencial de nitratos en el agua subterránea.
Para la zona vadosa (ZNS) se supone un transporte por
dispersión y convección de las especies móviles del Nitrógeno,
incluyendo además en la formulación los cambios del ión amonio,
las transformaciones de primer orden del. nitrógeno (nitrifica-
ción, desnitrificación, mineralización e inmobilización) y el
Nitrógeno adsorvido por las plantas. También se presenta un
flujo unidireccional para esta zona no saturada.
Ecuación del flujo del agua en la zona vadosa (Z:N:S) y
en el sistema acuífero:
A óh 2 a aH aH(---oC+ f3 + C) ---- _ (--- + - -) • (R ---- + K ----) - W(z,t)n at ax áz ax az
B = contenido de agua
n = porosidad
c = capacidad de humedad del suelo
K = conductivilidad hidráulica
x,z= coordenadas cartesianas vertical
h = presión
29
o(,, !3= coeficientes modificados de la compresibilidad parael medio y el agua.
t = tiempo
h altura hidráulica
W(z,t) = extracción del agua por las plantas
Para la zona vadosa, los términos de compresibilidad de-
saparecen, mientrás que la capacidad de humedad del suelo (c) y
la extracción del agua por las plantas (W z,t), adquieren valo-
res positivos.
El esquema de las diferentes finitas describiendo el
transporte del agua y del Nitrógeno en la zona vadosa, da un
codigo computerizado llamado UCD-RANN.
CONCLUSIONES
Las investigaciones sobre los problemas de contaminación
de acuíferos de origen superficial requieren un análisis inte-
grado de la zona vadosa y del sistema acuífero. La aplicación
de modelos numéricos a problemas de gran escala en el espacio y
el tiempo, requiere soluciones eficientes así como una concep-
tualización del fenómeno físico. En el modelo presentado aquí,
se tiene la ventaja de obtener unos modelos técnicos que incor-
poran las notables características de los procesos del trans-
porte en la zona vadosa y en el sistema acuífero.
30
"EL PAPEL DE LA ZONA NO SATURADA ENTRE EL DRENAJE DE SUELOS
AGRICOLAS Y EL INTERES DE LOS RECURSOS DEL AGUA SUBTERANEA"".
M.Rutílek, 1982
Resumen
La zona no saturada es el principal eslabón entre la su-
perficie (la cual es directamente influenciada por la actividad
agrícola), y el agua subterranea. Los contaminantes que lleva
el agua, al pasar por la zona no saturada, biologicamente acti-
va, van a ser alterados durante el transporte; conocer el flu-
jo del agua del suelo es el ter paso para resolver el problema
del peligro de contaminación del agria subterranea.
El decrecimiento de la producción del acuífero sería con-
secuencia de la reducción de la profundidad de percolación y de
la infiltración.
Para la predicción de la influencia del drenaje sobre el
agua subterranea, se han formulado 5 unidades hidropedológicas.
Cada unidad es caracterizada por las siguientes caracte-
rísticas:
a) Regimen hidrogeologico del suelo
b) Parámetros hidrodinámicos del suelo
c) Condiciones hidrogeológicas
31
1. Pseudogleys :
Con inundaciones de carácter periódico, donde la per
colación del agua de lluvia es retenida por la acción de uno de
los siguientes factores:
- Horizonte permeable aluvial
- Suelo con drenaje interno pobre
- Capas geológicas menos permeables, usualmente formadas por
arcillas terciarias, las cuales están cubiertas por un sustrato
con un alto drenaje interno.
La computación ha mostrado que en un período extremada-
mente húmedo, el flujo desde las capas superiores del suelo
hasta el acuífero es menor de 0, 04 ' 1/sg/ha. Si se da una mul-
tiestratificación, el valor es más reducido. El término medio
de producción del acuífero en la región se reducirá debido al
drenaje agrícola de aproximadamente 3 1/sg, por tanto el drena-
je agrícola de este tipo de suelo tiene un bajo efecto sobre el
regimen de aguas subterráneas y estas zonas son recomendadas
para drenaje agrícola.
2. Stagnogleys :
Con inundaciones permanentes en sedimentos aluviales mar-
gosos depositados sobre las arcillas terciarias. La situación
es modelizada como percolación desde el ler acuífero en las
subcapas profundas, después del drenaje se supone que la perco-
lación deja de existir.
El cálculo ofrece los resultados sobre reducciones de la
producción del agua subterránea por 10-4 1/sg/ha por término
medio por año. De nuevo el valor es bajo y estas zonas son re-
comendadas para drenaje agrícola.
32
3. Suelos organógenos de turba:
Son bajos páramos que forman las capas superiores confi-
nantes del acuífero . Estos suelos están parcialmente saturados
de aguas subterráneas mediante fisuras tectónicas. A pesar de
la baja permeabilidad de los páramos, estos suelos no son reco-
mendados para drenaje , ya que existe peligro de drenaje a de
los acuiferos profundos que contenien agua bajo una alta pre-
sión hidráulica.
4. Stagnogleys sobre sustratos arenosos::
Con un continuo y permanente nivel de agua subterranea.
Como hay peligro de continuidad hidráulica de estos sustratos,
éstos son excluidos como áreas recomendadas para drenaje, ya
que existe peligro de contaminación de acuíferos profundos por
percolación del agua contaminada por actividades agrícolas
( pesticidas, nitratos etc).
5. Psendogleys sobre material arenoso:
Son de origen terciario , como resultado del bajo drenaje
interno de las sustratos maduros en pendiente. Como existe pe-
ligro de continuidad hidráulica directa entre el subsuelo y los
acuíferos , las áreas de estos suelos no son recomendadas para
drenaje agrícola.
33
"CONCENTRACIONES DE NITRATOS BAJO AGRICULTURA DE REGADIO".
Alexander Zoporozec, 1982
Resumen
En la actualidad, se esta creando un considerable interés
debido al contenido en nitratos en el suministro del agua. El
efecto tóxico más notable del nitrato es la metemoglobinemia
infantil. El riesgo de esta enfermedad se incrementa significa-
tivamente con los niveles de nitrato-nitrógeno que exceden de
10 mg/l. Por eso, esta concentración ha sido establecida como
límite de agua de bebida en muchos países.
La mayor parte de entrada de nitrato en el agua subterrá-
nea es por fertilizantes; aunque se piensa que esta entrada no
es la única culpable de la contaminación del agua subterránea;
se ha reconocido que la aplicación ineficiente de estos ferti-
lizantes en tierras de regadío de suelos arenosos es la princi-
pal amenaza de la calidad del agua subterránea.
CONCLUSIONES
Los estudios y experimentos realizados, siguiendo el ci-
clo del Nitrógeno, los orígenes, distribución y movimientos del
nitrato, en Wisconsin Central, certifican la hipótesis de que
los riegos agrícolas son los principales causantes de la cali-
dad del agua. Sin embargo, la literatura publicada sobre el
tema, sugiere que esta evidencia es incompleta y que los datos
de base son inadecuados para suponer tal cosa sobre la polución
potencial de fertilizadores nitrogenados, en vez de incluir la
diversidad de los suelos, el clima y las prácticas agrícolas.
34
"COMPARACION DE MEDIDAS Y CALCULO DE CONDUCTIVIDADES
HIDRAULICAS DE SUELOS NO SATURADOS".
R.D.Jackson, R.J.Reginato y C.H.M.Van Bavel, 1965
Resumen
Se presentan tres métodos para calcular la conductividad
hidráulica (K), mediante la realización de experimentos en el
laboratorio. De los tres métodos, el que mayor éxito ha tenido
es el de Millington and Quirk (1959-61), que usan la ecuación:
K = 1884 . 104 EP n-2 [h1- 2 + 3 h2-2 + 5 h3-2 .}.... +( 2 n-1)hn-2
1884.104 = Cte que da la conductividad hidráulica en cm/min.
h = presión potencial (mb)
E = porosidad de rellenado de agua (%)
p = 4/3
n = total de números de intervalos porosos
CONCLUSIONES
La conductividad hidraúlica como función del contenido
volumétrico de agua entre 0.19 y 0.40 para ambos ciclos, (de
h edecimiento y de secado) fueron determinadas para unas are-
nas gradadas. La humedad característica para ambos ciclos, fue-
ron determinadas sobre la mismas muestras que se usaron para
medir la conductividad. Así, gracias a las curvas de humedad
características de estas arenas y a la fórmula de Millington y
Quirk, modificada por el uso de un factor de ajuste, se obtie-
nen unos valores de conductividad bastante fiables.
35
"" PERFILAMENTO SECUANCIAL DE ISOTOPOS Y SOLUTOS EN
LA ZONA NO SATURADA ( BRITISH CHALK) (1989) 11.
A.K.Geake y S.S.D.Foster, 1989
Resumen
El reperfilamiento secuencial de la zona no. saturada del
Chalk en tres yacimientos, se ha llevado a cabo para mejorar el
entendimiento del movimiento de solutos y la predicción de la
calidad futura del agua subterránea.
Este estudio se basa en los perfiles del cloro, nitrato y
los isotopos de oxígeno e hidrógeno', del agua porosa. El cloro
es estable, no reactivo, con una limitada absorción por parte
de las plantas en climas húmedos. El perfil del cloro puede por
tanto representar un instrumento útil en la interpretación del
movimiento de solutos en la zona no saturada, si la entrada de
cloro por la lluvia, fertilizadores potásicos y otros aditivos
agrícolas'son conocidos y especialmente si éstos tienen un pa-
trón histórico distinto. El transporte de nitratos es muy simi-
lar al del cloro, excepto que la desnitrificación o nitrifica-
ción dentro de la zona no saturada ha de ser tenida en cuenta.
La determinación del perfil del Tritio (3 H) ayuda a la
evolución del mecanismo de transporte en la zona no saturada
debido a su distribución temporal única en lluvia e infiltra-
ción.
36
Flujo insaturado
La interpretación detallada de los perfiles del agua po-
ros exige un conocimiento del mecanismo del flujo en la zona no
saturada.
El Chalk es un acuifero con doble porosidad:
La porosidad intergranular, va de moderada a alta (0,25 a
0,45) pero el tamaño de los poros tan pequeños (0,005 a 1 m de
diámetro) dan una conductividad hidráulica muy baja (5.10-3
m/día). El drenaje gravitacional de la matriz será despreciable
e incluso en la zona no saturada, la mayoría de los poros que-
darán siempre saturados.
La masa de roca es atravesada por frecuentes fisuras y
discontinuidades y esta 2, porosidad proporciona unos caminos
potenciales de flujo relativamente rápidos en la zona no satu-
rada. Que sea el flujo por fisuras o el intergranular el que
predomina en un momento dado, dependerá de las propiedades fí-
sicas de la roca y de la carga hidráulica. Esto será así en
situaciones con unas condiciones de lluvia naturales, pero bajo
una pesada sobrecarga hidráulica el mecanismo de flujo puede
ser muy diferent�.
Los perfiles del Tritio en el agua porosa muestran la
presencia de fuertes picos a poco profundidad en la zona no
saturada, lo cual indica que la mayoría de la infiltración está
moviéndose muy despacio hacia abajo, por flujo intergranular
con muy poca dispersión.
i
37
Una infiltración más rápida y un flujo insaturado podría
darse en fisuras, con una migración hacia abajo de isotopos y
solutos muy retardada, por cambios entre el agua móvil de las
fisuras y la estática agua porosa, dándose solo a través de di-
fusión molecular. Otros autores, sin embargo, usan un modelo
analítico numérico para conocer el transporte de sólidos por
este mecanismo de difusión por doble-porosidad. Este mecanismo
sería igualmente posible, bajo ciertas condiciones de movimien-
to de sólidos no dispersivos, siempre que halla bajas velocida-
des de flujo a través de densas cadenas de pequeñas fisuras y
para solidos con un alto coeficiente de autodifusión acuosa.
Bajo el resto de las condiciones, los diversos grados de dis-
persión se acompañarían del flujo por fisura. La dispersión por
este mecanismo de transporte de doble porosidad estaría carac-
terizado por una tendencia hacia distribuciones sesgadas con
seguimiento progresivo y un importante pico retardado por de-
trás del avance del frente de solidos, en contraste con la clá-
sica dispersión hidrodinámica, la cual da como resultado un
pico simétrico ampliado.
Flujo del agua y mecanismo de transporte de isotopos.
El movimiento del gua a través de la zona no saturada esi
complejo, y puede predominar un flujo fisural o intergranular.
La relativa importancia de cada mecanismo de flujo varia-
rá geográficamente y con profundidades por debajo de la super-
ficie de la tierra, según las variaciones de las propiedades
físicas de la formación. En cada lugar, el modelo de flujo del
38
agua puede variar temporalmente por un exceso de lluvia y las
condiciones de humedad que tenga.
El transporte de solutos e isotopos a través de la zona
no saturada es complejo y variable . La conservación de "picos"
de Tritio en muchos lugares, demuestra que el transporte de
sólidos, por cualquier mecanismo , es lenta, pero la existencia
de diferentes perfiles desarrollados en otros lugares sugiere,
que debe existir un abanico de mecanismos de transporte opera-
tivo, con diversos grados de dispersión . Una dispersión menor
parece darse donde los tamaños de los poros de la matriz son
más grandes y el movimiento del agua es predominantemente in-
tergranular , bajo una infiltración natural. La evidencia de
perfiles estables de isótopos confirma la variabilidad espacial
de mecanismos de transporte de solutos y la menor dispersión es
aparente en lugares donde los picos de Tritio están mejor con-
servados.
Puede haber un componente " rápido" de movimiento de solu-
tos sin sobrecarga hidráulica artificial , aunque los volúmenes
y masas implicados son difíciles de estimar. Es difícil cuanti-
ficar que proporción e infiltración de isótopos en un período
histórico dado, ha pa ado realmente a través de la zona no sa-
turada ya que las dudas en el balance de masas de isotopos im-
pide análisis reales.
Comparación del comportamiento de solidos y contaminantes.
Los perfiles de los isótopos ayudan a entender el trans-
porte de solidos conservativos, no reactivos . Sin embargo, de-
ben ser interpretados con precaución ya que el transporte de
39
algún soluto individual dependerá de su entrada de distribución
estacional y el coeficiente de autofusión acuosa en porosidades
medias.
El ler átomo lixiviado para suelos cultivados tiene nor-
malmente la concentración más alta de nitratos, debido a la
mineralización del N y al desarrollo en el suelo después de la
cosecha. Este lixiviado tiende a ser físicamente interminable
dentro de una matriz microporosa (p.e la del Chalk) por suc-
ción, para satisfacer el déficit de humedad existente, debido a
la evapotranspiración del verano.
Por tanto, la concentración de nitratos de infiltración
generalmente decrece. Por ello, el nitrato no es capaz de dis-
persarse de los poros de la matriz hacia dentro de las fisuras
con agua móvil tan fácilmente.
Se ha visto a lo largo de su gran variación histórica,
que las concentraciones de Tritio en la infiltración, tiende a
ser mayor al principio del período de recarga, lo que ayuda a
explicar el alto nivel invariable observado en los perfiles del
agua porosa a poca profundidad. '
El movimiento relativo de los distintos solutos depende
de sus respectivos coeficientes de autodifusión acuosa y sus
tamaños moleculares interrelacionados. Las medidas de laborato-
rio de coeficientes de difusión en zonas saturadas del Chalk,
dan valores similares para el Cloro y el nitrato, un poco menos
para el agua con Tritio y valores mucho menores para el sulfa-
40
to. Por tanto, una vez que los perfiles se han formado, el mo-
vimiento a través de zona no saturadas del cloro y el nitrato
(en ausencia de desnitrificación bacteriológica ) será similar
al del tritio, pero el del sulfato será significativamente di-
ferente. Algunos autores simularon teóricamente ejemplos de
transporte de "picos" con concentración inicial en el agua po-
rosa de la matriz, en medios con doble porosidad , mostrando que
coeficientes de difusión más pequeños dan picos mayores retar-
dados y una dispersión sesgada.
El coeficiente de difusión adecuado , que variará esen-
cialmente con el tamaño molecular , ejercerá un importante con-
trol en el transporte de la zona no saturada de un contaminante
infiltrado desde la superficie por flujo fisural. Las moléculas
grandes con coeficiente de difusión pequeños no pueden disper-
sarse mucho dentro de los poros de la matriz, por lo que queda-
rían dentro de las fisuras y estarían sujetos a un transporte
mucho mayor.
42
"MEDIDAS DE CONDUCTIVIDAD Y DIFUSIVIDAD EN ZONAS NO SATURADAS
POR UN METODO DE FLUJO CONSTANTE".
W.R.Gardner y F.J.Miklich, 1961
Resumen
Las mediciones de difusividad del agua en el suelo y la
conductividad de la zona no saturada como función del contenido
de agua, requieren generalmente un considerable tiempo.
En muchos métodos, debe alcanzarse un equilibrio o un
estado estable para cada diferente contenido de agua. Este ar-
tículo describe un método de flujo constante, el cual reduce
altamente la cantidad de tiempo requerido y proporciona al mis-
mo tiempo una considerable información en relación a la conduc-
tividad, difusividad, y succión o contenido en agua. Aunque el
procedimiento es contado para el modelo por Richard y Weeks, no
requiere mayor conocimiento para la comprensión que la curva de
retención.
CONCLUSIONES
Se trata de otro método para medir la difusividad del
agua en el suelo y la conductividad, que se desarrcilla a partir
de la solución de la ecuación del flujo, para un flujo de agua
constante dentro de unos límites esperiemntados para 5 muestras
de suelos.
43
§' TRANSPORTE DE SOLUTOS REACTIVOS DURANTE EL TRANSPORTE
FLUJO DEL AGUA DE LA ZONA NO SATURADA EN SUELOS MULTICAPAS ""
H.M.Selim, 1978
Resumen
Se trata de un modelo numérico desarrollado para predecir
el transporte de agua y solutos reactivos a través de la zona
no saturada, en suelos multicapas. Para resolver las ecuaciones
del transporte de aguas y solutos simultáneamente, fue usado un
método de aproximación al de las diferencias finitas. Los cál-
culos fueron realizados para suelos de dos y tres capas durante
la infiltración del agua y su redistribución. El equilibrio de
absorción lineal y no lineal, el ter orden de reacción cinética
y la reacción cinética irreversible fueron usados para descri-
bir la absorción de solutos en capas del suelo individuales.
Encontrándose que para todos los mecanismos de absorción consi-
derados, las distribución de concentración durante la infiltra-
ción y la redistribución, estaba influenciada significativamen-
te por el orden en el cual las capas del suelo estaban estrati-
ficadas.
44
"NOTAS SOBRE EL USO DE UN MODELO NUMERICO SIMPLE
PARA FLUJO VETICAL NO SATURADO".
J.M.Kirby, 1985
Resumen
Winel and Van Doorne (1.975) usaron una aproximación ex-
ponencial para la conductividad no saturada, al derivar una
simple expresión de fluido con flujo vertical no saturado.
Richter (1.980) hizo uso de varios segmentos exponenciales para
aproximar la conductibidad no saturada, y extender el método a
un mayor rango de suelos y contenidos de humedad. De cualquier
modo, esto lleva a una dificultad en la solución de la humedad
contenida a lo largo del perfil.
Aquí se demuestra un método para resolver esta dificultad
y resolución de la discontinuidad y se aplica el método a dos
ejemplos de problemas de drenaje y de infiltración dentro de
las arcillas claras de Yolo.
CONCLUSIONES
La simulación del método propuesto por Wind y Van Doorne
ofrece una rápida solución al problema del flujo vertical no
saturado. Junto con las modificaciones propuestas por Ritcher,
pueden ser resueltos los problemas de drenaje e infiltración.
La exactitud del método es demostrada incluso para tiempos lar-
gos y grandes profundidades.
45
""SIMULACION UNIDIMENSIONAL, NUMERICAMENTE ESTABLE Y RAPIDA
DEL TRANSPORTE DEL FLUJO DE AGUA EN ZONAS NO SATURADAS,
• EN SUELOS ESTRATIFICADOS".
P.Moldrup, D.E.Rolston y J.AA. Hansen, 1989
Resumen
El modelo es clasificado como el MMS , (modelo del movi-
miento en laderas (slope)), ya que se usan las laderas de los
registros naturales de la conductividad hidráulica (K) contra
la curva del potencial de agua en el suelo (y), como un paráme-
tro dinámico. El MMS está desarrollado para un modelo de flujo
homogéneo y suelos relativamente húmedos. El modelo puede simu-
lar transporte de flujo en suelos homogéneos y heterogeneos co-
rrectamente, dentro de un contenido de agua en el suelo deter-
minado. Para suelos con textura gruesa, el modelo MMS utiliza
aproximadamente el mismo tiempo computado que los modelos tra-
dicionales (diferencias finitas y elementos finitos). Para sue-
los con textura finas-medias, el modelo MMS es más rápido que
los modelos numéricos tradicionales.
A partir de la ecuación de flujo de Darcy, obtienen la
ecuación diferencial para flujos de aguas isotermales, verti-
cal, no saturado, en suelos homogeneos:
ae - - - [D(8)-á--]at aZ aZ aZ
t = tiempo (h)
z = profundidad (cm)
e = contenido en agua
D = difusividad delagua en el suelo
K = conductividad hidraúlica
47
'"ESTIMACION DE LA CONDUCTIVIDAD HIDRAULICA DE LA ZONA
NO SATURADA PARA LA MEDICION DE LAS PROPIEDADES DEL SUELO".
H.Vereecken , J.Maes y J.Peyen, 1990
Resumen
Se han realizado medidas de conductividad hidráulica (sa-
turada y no saturada) en 127 suelos, de los que se han recogido
diferentes horizontes de una gran variedad de series de suelos
Belgas. El método de aire caliente (1975) y el método de la
corteza (1983) están combinados para obtener el rango completo
de conductividades hidráulicas, desde la zona saturada hasta el
aire seco.
La composición textural en 9 fracciones, el contenido en
carbono orgánico y la densidad de masa seca, están determinadas
para cada muestra de horizonte. Cuatro diferentes modelos empí-
ricos son evaluados para describir las medidas de las curvas de
conductividad hidráulica. Los parámetros del modelo fueron es-
timados mediantes tecnicas de regresión lineal y no-lineal.
Esto finalizó con que la ecuación de Gardner (1958) con tres
parámetros es la que mejor describe la conductividad hidráulica
para los suelos dados.
Las ecuaciones de regresión para estimar los parámetros
de Gardner, fueron establecidas en función de las propiedades
simples del suelo, como textura del suelo, contenido en carbo-
no, densidad, y conductividad hidráulica saturada. Los tres pa-
rámetros de Gardner pueden ser estimados razonablemente a par-
tir de la composición textural y de la conductividad hidráulica
48
saturada. Estos tres parámetros pueden ser razonablemente esti-
mados para la composición textural y la conductividad hidraúli-
ca saturada.
CONCLUSIONES
Las expresiones matemáticas que describen las propiedades
hidraúlicas del suelo, como conductividad hidraúlica (K) y pre-
sión hidraúlica (h), son instrumentos importantes en la modeli-
zación del movimiento del agua en el suelo. Comprender y cuan-
tificar estos procesos es muy importante en los diferentes cam-
pos de hidrología y agronomía. La información sobre las propie-
dades que determinan este fenómeno es estudiarlos para cada uno
de los suelos, por los que su adquisición es complicada y cara.
En este artículo se describe un modelo apropiado que re-
laciona K con h y con otras propiedades del suelo.
49
""EVALUACION DE LA VULNERABILIDAD DEL AGUA SUBTERRANEA
A LOS PESTICIDAS".
Y.J.Meeks, Member , ASCE y J.D . Dean, 1990
Resumen
Un número de tecnicas han sido desarrolladas para valorar
la vulnerabilidad del agua subterranea a la contaminación por
contaminantes orgánicos. Probablemente el más conocido sea el
modelo DRASTIC , el cual considera 7 factores para evaluar la
vulnerabilidad del agua subterranea.
1. Profundidad del agua subterránea
2. Recarga
3. Acuifero
4. Tipo de suelo
5. Topografía
6. Impacto de la zona vadosa
7. Conductividad hidráulica
DRASTIC, para algunos escritores, tienen varios fallos,
como herramienta para la identificación de áreas vulnerables
para el manejo de pesticidas: el ler fallo de Drastic es el uso
de tanteos subjetivos. El 22 fallo en el uso de DRASTIC para la
identificación de áreas vulnerables, es que no considera la in-
teracción entre productos químicos de interés y el ambiente
físico.
LaSeur y otros (1.987) desarrollaron un sistema carto-
gráfico de áreas prioritarias para la supervisión de aguas sub-
terráneas. Dentro de estos esquemas se presentaba una medida de
50
la susceptibilidad de los acuíferos a la contaminación, desa-
rrollada por Berg y otros ( 1984 ). Otros autores (1987 ) usaron
el espesor del suelo, el espesor de la zona no saturada, la
cantidad de carbonatos, arcillas , materias orgánicas y la capa-
cidad de cambio de los cationes (CEC) del suelo ; y la zona no
saturada así como el tiempo de tránsito, como variables en sus
metodologías.
Goosen and V. Damme (1.987 ) usaron tres factores para de-
finir la escala de vulnerabilidad: tipo de acuífero, caracte-
rísticas del suelo y características de la zona no saturada.
Los acuíferos quedaban divididos en:
1. Caliza , arenisca y marga
2. Gravas
3. Arenas
4. Arenas margosas y arcillosas
El suelo fue clasificado como:
1. Sin cobertera (menos de 5 m de arenas)
2. Margoso
3. Arcilloso
La zona no saturada fue dividida en aquellos que tienen
espesores menores de 10 m a más de 10 m. Las escalas de vulne-
rabilidad descritas así, solo dan una estimación cualitativa o
semicuantitativa.
52
Metodología desarrollada
La metodología desarrollada aquí para la evaluación de la
susceptibilidad del agua subterránea a la contaminación por
pesticidas está basada en la ecuación unidimensional del trans-
porte advectivo-dispersivo para una no conservación química que
siga un ler orden de decaimiento y una absorción lineal isotér-
mica en los suelos.
Bajo esas condiciones la ecuación es:
aC a2c aCR ---- = D ----- - V ---- - RXC
at az2 az
R = Factor de retardo
C = Concentración química (gr/m3)
D = Coeficiente de dispersión hidráulica
V = Velocidad de infiltración del agua en el suelo (m/año)
= ler orden de degradación de químicos en el suelo (m/año)
Z = Profundidad (m)
Sin embargo se puede simplificar esta ecuación por la
eliminación del término de dispersión; esta simplifición esta
justificada por dos razones:
1. En suelos donde el lixiviado tiende a ser problemático, la
advección es generalmente relativamente rápida y dominaría la
dispersión como ler mecanismo de transporte de químicos al
nivel del agua.
i
53
2. Solo interesa la relativa susceptibilidad que existe de un
área a otra, y no la predicción de la cantidad actual de recar-
ga de pesticidas al agua subterránea o la concentración resul-
tante.
Además, considerando las condiciones de estado estable
(esto es, el término 2C/2t = 0) podemos simplificarla:
dC V---- = - A z (-)C R
Donde V/R es la velocidad del soluto.
La solución de esta ecuación diferencial es:
C = Coe-Xz (V/R)-1
Donde C = la concentración del contaminante para Z = 0 y
donde C/Co = factor de atenuación.
De cualquier modo nuestro interes está en demostrar que
el factor ).z•(V/R)-1 especifica la concentración relativa, C,
a cualquier profundidad, z. Este factor es, en efecto, un ns
dimensional cuyas magnitudes indican la susceptibilidad del
agua subterránea a ser contaminada por lixiviado de productos
químicos a través de las capas del suelo, si la profundidad de
interés, Z, es igual a la profundidad del nivel del agua. Aquí
se prefiere usar la inversa de esa cantidad, V/RUZ, como indi-
cador del lixiviado potencial; y para convertir el indice a un
rango práctico, se multiplica por 1000. A ese valor se le llama
indice de lixiviado potencial (LPI) :
Solubilidaddel agua
Coeficientede adsorción
MateriaOrgánica
CarbónOrgánico
Y
ESTIMACION DEL INDICE DEL LIXIVIADO POTENCIAL (LPI)
Capacidadde campo
Coeficientede partición
Rango deDegradación
(X)
Coeficientede retardo
(R)
Conductividadhidraúlica
Tipo decultivo
Evapotrans--piración
Prácticasde riego
Recargapor riego
Velocidad delagua en el suelo
(V)
INDICE DE LIXIVIADO POTENCIAL
LPI =1000•V
Preci-pitación
RecargaNatural
►rElevaciónnivel agu
Profundidad delagua subterránea¡
(z)
Topo-grafía
(RAz)
55
Valores altos de LPI indican una mayor susceptibilidad
del agua subterránea a la contaminación. El LPI es un índice
aritmético de una escala de susceptibilidad que en verdad es
exponencial , resultando una escala comprimida para unos valores
de LPI muy grandes. Por ejemplo, un LPI de 1000 representa un
C/Co de 0,37 ( esto es, que el radio de concentración a una pro-
fundidad z, es el 37% de la concentración inicial) mientrás que
un LPI de 250 da un C/CO de 0,018.
Por tanto un LPI de 1000 indica un área 20 veces más sus-
ceptible a los lixiviados que un área con un LPI de 250. Un LPI
de 1000 indica un área 8.150 veces más susceptible que un área
que tenga un LPI de 100. Por tanto el LPI tiende a acentuar la
actual susceptibilidad relativa entre áreas con altos valores.
Esta simple sensibilidad analiza claramente el impacto de
la naturaleza exponencial de la escala de susceptibilidad y se-
ñala que la vulnerabilidad no debería ser evaluada basándose
solamente en otras propiedades hidrogeológicas del sistema o en
las propiedades químicas especifícas. En cambio , la sensibili-
dad del agua subterránea debe ser modificada por otros facto-
res, como las propiedades químicas . Por tanto la importancia
relativa de los factores hidrogeológicas, en el esquema del
ranking del LPI, no tienen un valor constante como se sugerió
en la mayoría de las metodologías desarrolladas previamente.
i
56
Estimación del LPI
El intento de esta sección es demostrar como los factores
que componen el LPI pueden ser derivados a través de procesos
sencillos. Las diez piezas básicas de datos necesarios para
calcular el LPI se encuentran en la parte superior de la fig.1
Los datos disponibles son confinados en la dirección de las
flechas para producir los cuatro términos necesarios para cal-
cular el LPI:
Velocidad del agua en el suelo (V); coeficiente de retardo (R);
radio de degradación (A) y profundidad del agua subterránea (Z)
V = término medio al cual la recarga de agua se mueve
verticalmente a través de la zona no saturada hasta el agua
subterránea . Este valor puede ser calculado si la capacidad de
campo del suelo y la recarga por precipitación, riego y otras
fuentes es conocida. La recarga por precipitación puede ser
estimada como el exceso de precipitación sobre la evaporación y
la escorrentía . Rp = P - E - Esc.
La recarga por riego puede ser estimada como la diferen-
cia entre la proporción de agua aplicada al cultivo y la pro-
porción de transpiraciíon del cultivo. Rr = R - t.
1 La recarga total esta limitada por la conductividad hi-
dráulica del suelo. La velocidad es el total de proporción de
recarga dividido por el volumen de superficie, a través del
cual el agua puede moverse, es decir, el contenido de agua del
suelo (e ). Como 9 varía con el tiempo y en general no se co-
noce, esta se sustituye por la capacidad de campo del contenido
en humedad (e¡.), el cual puede ser estimado para cada tipo de
suelo en tantos por cientos.
57
El factor de retardo (R) mide la velocidad a la que se
disuelven los productos químicos durante el transporte, en re-
lación cQn la velocidad del agua en el suelo. Es, por tanto,
función de las propiedades del suelo y de las propiedades quí-
micas. El coeficiente de retardo puede ser medido para un pro-
ducto químico específico en un tipo de suelo o puede ser calcu-
lado como:
Kd.R = 1 +
Kd = coeficiente de absorción (cm3/gr ) = foc * Koc
foc = fracción de contenido de carbón orgánico
Koc = coeficiente entre materia orgánica-carbón
Pb = densidad de la masa del suelo
e = contenido del agua en el suelo
Kd refleja la relación de absorción para disolver concen-
traciones de químicos en equilibrio, ante la presencia de un
disolvente (agua) y un medio absorbente (suelo).
El radio de degradación (X) es una medida de la persis-
tencia de un componente en un ambiente específico. Para un com-
ponente agrícola en el suelo, % es principalmente función de la
naturaleza química de los componentes y la humedad, el pH, y la
actividad biológica en el suelo. Los degradamientos constantes
para algunos de los productos químicos más usados han sido eva-
luados en ambientes específicos y están disponibles en varios
libros. La relación de degradación puede ser calculada a partir
de la vida media de los productos químicos, como:
58
0.0693
Tk
donde T/ es la vida media del elemento químico ( años).
La profundidad (Z) sería típicamente la profundidad del
agua subterránea, excepto en aquellos casos en que exista una
subsuperficie horizontal de interés local. La profundidad del
agua subterránea esta disponible en las Agencias de aguas de
las distintas provincias. También puede ser medida en pozos.
Como la profundidad del agua subterránea fluctúa estacionalmen-
te y está suieta al bombeo, se debe tomar como término medio un
valor de profundidad minima conservativo, para calcular el LPI.
59
"TEORIA DEL FLUJO DE FLUIDOS A TRAVES DE ROCAS NATURALES:
VELOCIDAD DE FILTRACION DEL FLUJO".
.G.I.Barenblatte, V.M.Entov, V.M.Ryzhik, 1987
Resumen
El flujo de fluidos a través de porosidades medias o fil-
tración, es el fenómeno de movimiento relativo de fluidos hacia
los poros de la matriz que contienen el fluido. La propiedad
cinemática básica de cada movimiento es la velocidad de filtra-
ción del flujo.
Esta velocidad viene definida mediante dos formas:
1. Mediante vectores
2. Como un fluido homogéneo newtoniano (según Darcy).
60
"RECARGA NATURAL DEL AGUA SUBTERRANEA""
J.Balek, 1989
Resumen
Los procesos de recarga son muy complicados. Quizás uno
de los factores más importantes, es el tiempo que tarda desde
que el agua meteórica entra en el suelo, hasta que se manifies-
ta como fuente de agua subterránea explotable. En principio son
reconocidos los siguiente tipos de recarga natural de agua sub-
terránea.
1. Recarga en corto tiempo, que ocurre ocasionalmente después
de una fuete lluvia principalmente en regiones sin marcada hu-
medad y estación seca.
2. Recarga estacional, la cual ocurre generalmente de forma
regular, al principio del período frío en regiones templadas o
durante el período húmedo en regiones húmedas y secas.
3. Recarga permanente, la cual ocurre en regiones húmedas con
un flujo permanente de agua.
4. Recarga histórica, la cual ocurrió hace mucho tiempo y con-
tribuyo a los recursos de agua subterránea actuales. Por ello
debemos saber el tiempo de residencia como agua subterránea,
que esta definido como el tiempo que ha transcurrido entre el
momento en que un volumen de agua dado fue recargado y el mo-
mento en que este alcanza el nivel de agua subterránea. A veces
el tiempo que tarda un volumen de agua dado para ser transform-
i
61
ado en flujo interno es decisivo para la valoración del tiempo
de residencia.
Valoración de la recarga anual (UNESCO)
R = S•A•h
R = volumen de recarga
S = coeficiente de almacenamiento
A = área de fluctuación de agua subterránea
h = amplitud media de la fluctuación
CONCLUSIONES
Las condiciones de humedad previa, el espesor del acuífe-
ro y la naturaleza de la zona no saturada son los principales
factores que afectan a la recarga.
Se observo una importante variación en la recarga, desde
menos de 2,5 mm a aproximadamente 154 mm, a finales de invierno
y primavera. Además, cerca del 50% de la recarga ocurría a tra-
vés de unos caminos preferentes los cuales desvían el perfil
del suelo.
Para definir y cuantificar la diferencia entre infiltra-
ción y recarga en el acuífero, se propone que el término medio
de infiltración y recarga sean idénticos para un período de
tiempo largo y la distinción se de solamente por el retardo y
la lentitud que su percolación a través de la zona no saturada
impone en la transformación de infiltración en recarga.
62
"TRANSPORTE DE AGUA Y ANIONES EN LA ZONA NO SATURADA .
TRAZADORES POR TRITIO AMBIENTAL"
H.Gvirtzman y M.Margaritz, 1989
Resumen
El transporte en la zona no saturada desde la superficie
de la tierra hacia el nivel de agua, se diferencia significati-
vamente del transporte en experimentos hechos en laboratorio.
En este artículo se resumen la metodología de tres campos
de estudio, en los cuales el agua de la zona no saturada es
datada por un camino que permite la selección del mejor modelo
de transporte, describiendo el mecamismo de transporte en el
medio estudiado.
Una de las técnicas para el estudio cuantitativo de las
condiciones naturales, es el uso del Tritio natural como tra-
zador. Consiste en datar las moléculas de agua a lo largo del
sedimento de acuerdo con su contenido en Tritio, usando la con-
centración de Tritio histórico en el agua aplicada. Como el
Tritio es incorporado directaiente en la molécula de agua y
tiene un vida media de 12.43 anos, puede medirse el tiempo de
tránsito hasta una profundidad dada durante decenas de años. La
ventaja que se tiene es, que el Tritio atmosférico fue produ-
cido por pruebas termonucleares en 1950 y 1960, y entró en el
agua de lluvia. Esta lluvia se infiltró en la superficie de la
tierra, percolando hacia abajo y creando una secuencia de capas
de agua a lo largo de la columna sedimentaria la cual sirve
como registro de agua de lluvia.
63
El propósito de la metodología descrita abajo fue mejorar
los resultados del tiempo de tránsito medido, y así, mejorar
las conclusiones concernientes a los procesos de convención y
dispersión en el suelo y los perfiles sedimentarios.
Métodos
El método llamado "Capas de Tritio de Lluvia-Riego" fue
desarrollado para este trabajo. En este método las mustras son
tomadas en el campo y las mediciones del contenido en Tritio
son sacadas del agua extraida. Esta método está basado en el
hecho de que en las regiones de clima mediterráneo, las lluvias
se dan solamente durante las estación de invierno y en áreas
agrícolas, el riego añadido se aplica durante el verano. En
áreas en que el agua de riego es suministrada por el agua sub-
terránea con bajos niveles de Tritio, que difieren significati-
vamente del agua de lluvia con altos niveles de Tritio, es po-
sible reconocer capas de agua estacionales en la zona no satu-
rada. Estas capas no se mezclan unas con otras y la alternancia
de capas de alto contenido en Tritio de la lluvia, con las de
bajo contenido de Tritio del agua subterránea, correspondiente
a las últimas decenas de años pueden s r reconocidas a profun-
didades de decenas de metros. 1
Investigaciones en pozos perforados en tres localidades
de Israel, dieron una recopilación de muestras de 20 a 50 cm de
intervalos de profundidad mediante una perforación en espiral
sin adición de agua. Para cada intervalo de profundidad se re-
cogieron muestras separadamente para realizar al análisis del
Tritio, análisis químicos y determinar el contenido en humedad
65
cantidad de agua encontrada a lo largo de la columna sedimenta-
ria (para los correspondientes años ) mostraron que, cerca del
19% de la entrada total de agua se filtró hacia abajo. Basado
en la identificación de los picos del Tritio, la velocidad del
agua vertical calculada es de 0,7 + 0,05 m/años en las arcillas
y 2,3 ± 0,2 m/años en las arenas.
El conocimiento del período de aplicación de solutos so-
bre la superficie de la tierra ( aguas residuales, riego y fer-
tilizantes ) fue usado para la investigación de su transporte a
través de la zona vadosa . Los picos del sulfato y el cloro son
detectados a lo largo del perfil , debido a la gran diferencia
de estos aniones entre las fuentes del agua. Los picos de los
aniones fueron identificados y dotados mediante comparación de
los perfiles medidos mediante una actividad agrícola cronológi-
ca: Los picos del Sulfato a lo largo del perfil fueron correla-
cionados durante el período de invierno cuando los fertilizan-
tes (sulfato amoniaco ) fueron aplicados. Similarmente, los pi-
cos del Cloro fueron correlacionados con la estación de verano
cuando las aguas residuales usadas para riego fueron aplicadas.
El flujo de los aniones fue determinado mediante los picos da-
tados ; encontrándose que en las arenas, la velocidad vertical
del Cl- y el SO 4- era la misma que la velocidad del agua
( 2,1 - 2,3 m/años ). Sin embargo en las arcillas, la velocidad
vertical de los aniones era el doble que la del agua ( 1,35 +
0,05 m/año en vez de 0,7 m/ año). Esta es una clara evidencia
del fenómeno de exclusión del anión bajo determinadas condicio-
nes de campo . Los aniones son repelidos por las superficies ne-
gativas de las arcillas por fuerzas electrostáticas y son con-
66
centradas en el centro de los poros, donde la velocidad del
agua es relativamente rápida.
Los otros dos tipos de transporte observados fueron:
2. Dominios de agua móvil e inmobil:
Que explica por qué a medida que pasa el tiempo, los pi-
cos que da el Tritio son mayores, sabiendo que el contenido del
Tritio ha ido decreciendo desde 1971-1983.
3. El transporte de agua por matriz y fisuras:
Que se da en zonas calcáreas, en la cual la velocidad del
flujo varía dependiendo de si, el transporte se realiza a tra-
vés de los poros de la matriz (más de 40 mm/año, que se corres-
ponde con un 8% de lluvia temprana caída, V = 1,1 m/año), o si
se realiza a través de la fisura (más de 20 mm/año correspon-
diente a un 4% de lluvia temprana caída).
Estos tres tipos de transporte fueron obtenidos en tres
estructuras diferentes de porosidad media en la zona no satura-
da. Cada mecanismo de flujo fue identificado por su perfil d
concentración de Trino de acuerdo con la similaridad y/o dii-s�
crepancia del perfil del Tritio medido y el perfil teórico es-
perado mediante el modelo simplista conductivo-dispersivo.
En el primer caso, la similitud entre el perfil actual y
el teórico, es decir la tendencia general de ambos a incremen-
tar el contenido de tritio con la profundidad, sugiere que el
flujo simplista convectivo-dispersivo esta actuando. La tenden-
67
cia contraria de decrecimiento de la concentración del Tritio
con la profundidad sugiere la existencia de otro componente (es
decir, los dominios inmoviles) a lo largo del perfil. En el
tercer caso, la discrepancia encontrada al final del perfil,
sugiere la existencia de otro componente de flujo rápido en el
medio.
CONCLUSIONES
Los análisis del mecanismo del transporte del agua de
forma cuantitativa en un sistema natural, representa una mayor
contribución en el entendimiento de los procesos de contamina-
ción del agua subterránea y protección de los recursos de ésta.
El primer obstáculo en modelizar el transporte de agua es la
selección del modelo mas apropiado para el medio estudiado.
Nuestro modelo (C. P. LL.-R.)ayuda a distinguir entre tres ti-
pos de transporte distintos bajo condiciones de campo; así, la
selección del modelo mas apropiado podrá ser archivado. Varios
parámetros hidrogeológicos deberán ser determinados usando este
método. De cualquier modo, hay que subrayar que el método usado
esta restringido para campos receptores de dos o más fuentes de
agua que difieran en sus concentraciones de Tritio, (o en otro
trazador químico o isotópico).
68
"ESTRATEGIA PARA LA VALORACION DEL RIESGO DE CONTAMINACION
Y PROTECCION POLICIAL "
S.S.D.Foster
Resumen
La una valoración relativamente rápida del riesgo de con-
taminación del agua subterránea requiere la clasificación o
evaluación de la sobrecarga de los contaminantes sobre la sub-
superficie, generados por una actividad dada, así como el cami-
no que siguen a través de la zona no saturada, con el fluido
asociado o sobrecarga hidraúlica, hasta que llegan al acuífero.
Además, es necesario de terminar la vulnerabilidad a la conta-
minación de los acuíferos con respecto al tiempo de degradación
de contaminantes móviles, bajo carga hidraúlica natural.
Uno de los elementos que más van a influir en la valora-
ción del riesgo de contaminación de los acuíferos, va a ser la
zona no saturada , cuyas características son:
a.- La zona no saturada (incluyendo el perfil del suelo) re-
presenta la primera, y por tanto, la más importante línea
de defensa contra la contaminación de acuíferos. Esto es
debido, a la generalmente baja velocidad del agua en esta
zona, debido a que el movimiento del agua está normalmen-
te concentrado en los poros más pequeños con superficies
específicas grandes y sus generalmente condiciones aeró-
bicas globales.
69
b.- Por tanto , es importante que la zona no saturada se tome
en consideración para la valoración de la vulnerabilidad
de los acuíferos a la contaminación . De cualquier modo,
el movimiento de agua y contaminantes en la zona no satu-
rada son complejos y su papel en la protección de conta-
minantes requiere una cuidadosa consideración.
c.- La conductividad hidráulica vertical no saturada es fun-
ción de las condiciones de tensión del agua porosa y del
contenido de humedad . En el caso de formaciones heterogé-
neas y especialmente de rocas fisuradas , la variación
puede ser dramática, ya que las fisuras solo pueden con-
tener y conducir agua con tensiones muy bajas. Así que,
mientras que el flujo de agua natural en la zona no satu-
rada, de la mayoría de las formaciones, generalmente no
excede de 0,3 m/día, incluso en los períodos cortos; bajo
condiciones de sobrecarga hidráulica artificial , y en los
casos excepcionales dte alta intensidad de infiltración
por lluvia , estos valores de velocidad de flujo deben ser
mucho más altos.
d.- Es generalmente razonable suponer que bajo condiciones de
infiltración natural de lluvia , el tiempo de tránsito o
residencia ( para una zona no saturada con un espesor da-
do) es función del rango de infiltración anual y del con-
tenido medio en humedad , similar a la retención específi-
ca. Como esta última varía poco a lo largo del suelo y de
los tipos de roca, sobre todo comparándola con las varia-
ciones climáticas de la anterior; el tiempo de tránsito
de la zona no saturada bajo estas condiciones , va a estar
70
controlado esencialmente por el régimen de infiltración
y por tanto por el tipo de clima. Las excepciones se da-
rán,, en suelos de permeabilidad más baja donde una pro-
porción importante de exceso de lluvia puede pasar a es-
correntía superficial, e incluso con una alta intensidad
de infiltración intermitentemente.
e.- Una valoración de la susceptibilidad del tiempo de tráns-
ito de la zona no saturada a la sobrecarga hidráulica,
puede ser obtenida suponiendo que, bajo condiciones de
alta sobrecarga, este tiempo de tránsito es función de la
porosidad efectiva y de la conductividad hidráulica ver-
tical saturada in situ. En la práctica, bajo condiciones
de campo, este caso raramente se alcanzará, ya que en to-
dos los suelos y tipos de roca, excepto en sedimentos no
consolidados de grano fino , la gran susceptibilidad se va
a manifestar y el tiempo de tránsito de la zona no satu-
rada va a ser radicalmente reducido. El grado de sobre-
carga hidráulica asociada con alguna fuente de contami-
nación es por tanto un factor clave, considerando la zona
no saturada como protección de la contaminación.
f.- Por otra parte, cuando consideramos la eliminación pató-
gena y la biodegradación de microcontaminantes orgánicos,
el espesor efectivo del suelo bajo la zona de descarga de
efluentes ( aguas residuales) es otra llave factor, ya que
la proporción de carbón orgánico y el nivel de actividad
biológica está demasiado alto en esta parte superior de
la zona no saturada . Las pérdidas de contaminante poten-
71
cíales por volatización decrecerán rápidamente con pro-
fundidades por debajo de la superficie de descarga y con
incrementación de sobrecarga hidráulica.
g.- Un problema más remoto se presenta en rocas porosas fisu-
radas, donde la interacción por cambio difusivo entre el
agua fisurada móvil y el agua porosa de la matriz, es un
proceso muy importante controlado por el rango de migra-
ción hacia abajo, de contaminantes de agua miscible. Este
proceso es susceptible al coeficiente de difusión acuosa,
a la velocidad del flujo en fisuras y a la geometría me-
dia de los poros . Bajo ciertas condiciones de flujo, los
contaminantes con bajo coeficiente de difusión acuosa y
contaminantes orgánicos microbiológicos e inmiscibles,
migrarán más rápidamente que las especies solubles de fá-
cil difusión.
72
"LA ZONA NO SATURADA COMO BARRERA A LA CONTAMINACION
DEL AGUA SUBTERRANEA POR RESIDUOS PELIGROSOS"
C.A.M.Ross, 1985
Resumen
La disposición en el terreno de la zona no saturada forma
un importante amortiguador entre los residuos peligrosos y el
nivel del agua. Los mecanismos y radios del movimiento de los
contaminantes en rocas sedimentarias, es un paso importante en
los procesos de protección de aguas subterráneas. La migración
de contaminantes ha sido estudiada durante más de 6 años en li-
símetros experimentales in situ. La migración de componentes
orgánicos como fenoles clorados y ácidos carboxílicos y algunos
de los aniones inorgánicos, fueron encontrados por estar domi-
nados por reacciones microbiológicas, pero la migración de la
mayoría de los cationes y metales pesados es controlada por una
mayor interacción compleja de procesos geoquímicos y microbio-
lógicos. Estos procesos han sido estudiados por análisis de
muestras de sedimentos y datos de avance del flujo.
Un simple modelo conceptual fué desarrollado para expli-
car los patrones de retención observados en el Greensand, lo
que sugiere que las reaciones de amortiguación del PH son de
mayor importancia, para metales pesados, que para fenómenos de
cambio de cationes, y tienen un importante efecto sobre la mi-
gración de otros contaminantes.
73
"" SUPERVISION DE LA ZONA NO SATURADA COMO UNA AYUDA EN
LA PROTECCION DE ACUIFEROS ""
G.Grantham y J.L.Lucas, 1985
Resumen
La composición y extensión de la zona no saturada sobre
un acuífero tiene un comportamiento importante, al cual los
líquidos pueden percolar desde la superficie del suelo al acuí-
fero. La supervisión apropiada de la zona no saturada propor-
cionará un rápido aviso del movimiento de los contaminantes ha-
cia el acuífero, y la posible acción remediadora para proteger
algunos recursos del agua ante el 'peligro del alcance de los
contaminantes a la zona saturada.
Este artículo proporciona una inspección comprensiva de
las técnicas disponibles para la supervisión de la zona no sa-
turada y presenta una revisión de casos específicos, donde se
ha llevado a cabo la supervisión ( Europa del Oeste y USA), re-
sumiéndose así los requisitos legales de la supervisión de las
zonas no saturadas.
CONCLUSIONES
Los programas de supervisión de la zona no saturada para
estudiar los efectos de la propagación de residuos sobre la
calidad de recarga del agua subterránea, han podido demostrar
la existencia de una contaminación importante de acuíferos, y
han permitido dar predicciones sobre el radio de migración de
los contaminantes en la zona no saturada.
74
"VULNERABILIDAD Y ASPECTOS DE RESTAURACION DE LAS
AGUAS SUBTERRÁNEAS EN TERRENOS NO CONSOLIDADOS (PAISES BAJOS) "
G.B.Engelen, 1985
Resumen
El análisis de los sistemas hidrológicos regionales es un
instrumento para analizar y describir unidades dinámicas com-
plejas de agua y flujo. La disposición jerárquica entre y den-
tro de los sistemas hidrológicos regionales permiten la evalua-
ción sistemática del riesgo de vulnerabilidad y la restauración
potencial bajo diferentes condiciones litológicas; además per-
mite el seguimiento de varias categorías de contaminentes y
sus caminos a través de la red hidrológica regional.
Varias son las lineas que pueden ser formuladas para la
valoración de la vulnerabilidad:
- La magnitud del sistema hidrológico:
- Sistema local superficial
- Sistema subregional intermedio
- Sistema regional profundo
- La localización de la entrada en el sistema hidrológico:
- Sección de entrada del sistema de agua subterránea
- Sección de tránsito del sistema de agua subterránea
Sección de salida del sistema de agua subterránea
- La composición litológica en porosidades medias del sistema
- Grava
- Arena
- Limo
- Arcilla
- Turba
SISTEMAS DE AGUAS SUBTERRANEAS EN SEDIMENTOS NO CONSOLIDADOS
----------------------------------------------------------------------------------------------------------------GRAVAS Y ARENAS LODOS Y ARCILLAS TURBA
---------------------------------------------------------------------------------------------------------------Local, ¡ Subregional 1 Regional, Local, ¡ Subregional i Regional, Local, I Subregional i Regional,
( súperficial l Intermedio ( profundo superficial J lntermedio 1 profundo i superficial l Intermedio 1 profundo--------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------
Zona de entrada , 1 1 1 1 1 1 1 1transporte vertical y 1 1 1 1 1 1 1 1 1(hacia abajo , en área 5 1 4 1 3 1 4 1 3 1 2 1 3 2 1 1superficial grande. 1 1 1 1 1 1 1 1 1
1 1 1 ( 1 1 1 1 1 1 1Zona de tránsito , 1 1 1 1 1 1 1 1 1
transporte (sub-)horil 1 1 1 1 1 1 1 1Izontal en áreas supere 1 1 1 1 1 1 1 1oficiales restringidas 3 1 1 1 0 2 0 1 0 2 0 1 0¡principalmente.
1 1 1 1 1 1 1 1Zona de salida , I 1 1 I I 1 1 I
(transporte vertical 1 1 1 � 1 1 1 1hacia arriba en áreas¡ 1 1 1 I I 1 1 Isuperficiales peque- 2 1 0 1 0 1 1 1 1 � 0 1 0uñas e intermedias . 1 1 1 1 I - 1 1 1 I-------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------
Matriz de vulnerabilidad en varias escalas, para las partes del sistema de agua subterránea en litologías diferentes,para espacios de tiempo de corto a intermedio, (de horas a siglos).
La vulnerabilidad es expresada como escala relativa, con rangos que van desde 0 (no vulnerables para la escala detiempo dada) a 5 (altamente vulnerable).
75
76
CARTOGRAFIA DE LA VULNERABILIDAD DE LOS DEPOSITOS
DE AGUA SUBTERRANEA CON RESPECTO
A LA CONTAMINACION SUPERFICIAL
A.Villumsen, O.S.Jacobsen y C.Sonderskov, 1983
Resumen
Los datos de geología, hidrogeología, y químicos de aguasubterránea han sido usados para desarrollar un mapa preliminarde vulnerabilidad del agua subterránea. Para este tipo de mapaspuede ser predecida la posibilidad de contaminación del aguasubterránea. El mapa puede ser usado para la planificación delagua y de las tierras de uso.
Ha sido seleccionada para el proyecto de vulnerabilidaddel agua subterránea un área de prueba de 1120 km2 de la penín-sula de Djursland, en Jutland, Dinamarca, debido a que sus con-diciones geológicas, hidrogeológicas,y químicas son representa-tivas en grandes áreas de Dinamarca, así como en otros paises.
Para el uso de mapas de datos geológicos básicos han sidodeterminados: la distribución de los acuíferos, la piezometríade cada acuífero y las relaciones de flujo inter-acuífero.
Un EDP (tratamiento electronico de la información)ha sidousado para calcular y presentar los parámetros básicos y nece-sarios para la estimación de la vulnerabilidad. Los parámetrosbásicos incluyen los siguientes:- Espesor total de los depósitos geológicos sobre el acuífero(ZNS)- Permeabilidad de los depósitos superiores al acuífero (ZNS)- Piezometría- Tiempo de percolación hidraúlica a traves de la ZNS- Capacidad de reducción y de adsorción de las capas de la ZNS
Los factores mencionados arriba son combinados y repre-sentados en los mapas de vulnerabilidad del agua subterránea,verificados en un principio por comparación con los mapas quí-micos del agua subterránea, indicando la calidad actual delagua subterránea.
El trabajo ha sido apoyado financialmente hablando por laCEE.� 1
La mayor parte de la población danesa cuenta con el agua
subterránea como suministro de agua de consumo. Menos del 5%
del total del agua consumida es proporcionada por las aguas
superficiales.
77
Comparados con el suministro de agua superficial, el su-
ministro de agua subterránea está protegido naturalmente contra
la contaminación microbiológica y química. Esto ha sido consi-
derado durante mucho tiempo un fenómeno persistente. Durante
las últimas decadas se han producido numerosos incidentes por
la contaminación del agua subterránea, por causas tales como
residuos químicos,vertederos, tierras de uso agrícola, y uso de
fertilizantes.
El conocimiento de una posibilidad de contaminación del
agua subterránea, se ha hecho posible gracias a una cartografía
hidrogeológica sistemática de acuerdo con el Acta de Suministro
de Agua Danes (1973 ). Actualmente, los mapas que muestran la
geología, la hidrogeología, y la química del agua subterránea
(los llamados series de mapas hidrogeológicos) han sido produ-
cidos en la mayor parte de Dinamarca. Los mapas - y los corr-
espondientes ficheros de datos - son usados para la planifica-
ción del suministro del agua y de las tierras de uso. La si-
tuación actual es, que los acuíferos superficiales, a menudo, y
las aguas subterráneas situadas más profundas, ocasionalmente,
contienen nitratos, lo que indica contaminación.
Para predecir la posibilidad de contaminación del agua
subterránea es necesario usar la información básica de las con-
diciones geológicas e hidrogeológicas en las diferentes áreas.
El objetivo de esta investigación es desarrollar un méto-
do capaz de predecir el riesgo de contaminación del agua subte-
rránea causada por sustancias inducidas desde la superficie.
78
CONCEPTO DE VULNERABILIDAD DEL AGUA SUBTERRANEA
La vulnerabilidad del agua subterránea se define como el
riesgo dee las sustancias químicas -usadas o puestas sobre o
cerca de la superficie del suelo- a influir en la calidad del
agua subterránea.
La vulnerabilidad del agua subterránea depende de una
serie de parámetros, tanto dinámicos como estáticos:
- el espesor, la litología, la permeabilidad y el contenido en
agua de los depósitos geológicos situados sobre el acuífero
(ZNS),
- los tipos de componentes contaminañtes,
- la capacidad de los depósitos de la zona no saturada (ZNS)
para neutralizar, retener, o degradar los actuales contaminan-
tes,
- las condiciones hidraúlicas,
- la intensidad de contaminación en el acuífero,
- la explotación dé los acuíferos.
Este proyecto se ocupa solo de los parámetros estáticos
pasando por alto los dinámicos y los eventos históricos en el
área estudiada. Lo parámetros estáticos incluyen información
sobre geología, hidrogeología, e hidroquímica.
La composición química del agua subterránea puede usarse
como indicadora de la vulnerabilidad, ya que puede ser estimada
basándose en datos geológicos e hidrogeológicos.
79
En el proyecto de vulnerabilidad la serie de mapas hidro-
geológicos y los correspondientes ficheros de datos son usados,
tanto como sea posible , para asegurar que los mapas de vulnera-
bilidad a gran escala puedan ser producidos con un mínimo de
recursos.
En el programa de investigación se han producido unos
mapas de vulnerabilidad preliminares . Además , el trabajo ha
dado una importante información sobre la falta de conocimientos
básicos, para el entendimiento del transporte y conversión de
los contaminantes , desde que se introducen en la superficie del
suelo hasta que aparecen en el acuífero . La evaluación de las
investigaciones realizadas sobre la'protección del agua subte-
rránea es de gran importancia para reforzar las investigaciones
en esta interdisciplinar ciencia particular.
INVESTIGACIONES PREVIAS
Dos principales tipos de conceptos sobre la vulnerabili-
dad del agua subterránea han sido tratados desde hace tiempo en
la literatura. El primer tipo de concepto está basado en la
manifestación de la vulnerabilidad solo sobre información geo-
lógica ( litológica), mientrás que el segundo tipo de concepto
se basa en la manifestació de la vulnerabilidad sobre una com-
binación de información geológica , hidrogeológica e hidroquími-
ca.
AREA DE ESTUDIO : GEOLOGIA
La península Djursland ha sido seleccionada como el área
de estudio para las investigaciones, debido en parte, a la im-
portante variedad en las condiciones geológicas y las relativas
80
propiedades hidrogeológicas del área , y por otro lado, por los
indicios de contaminación de nitratos en el área , demostrado
por un reciente mapa de la calidad del agua subterránea (1979).
Las rocas precuaternarias al noroeste del área consisten
en calizas de Danian . En la parte sur, la caliza de Danian está
cubierta por depósitos de arcillas y margas del Paleoceno y
Eoceno.
Los depósitos cuaternarios se presentan en casi todas
partes del área. Son en su mayor parte tillitas, mezcla acuosa
de arenas y gravas. Los depósitos precuaternarios son presenta-
dos como hielos en las tillitas , especialmente al sur de Djurs-
land. El espesor de los depósitos cuaternarios excede los 100
m. en varias áreas. En la parte noreste los depósitos cuaterna-
rios son muy delgados y en algunos sitios solo consisten en una
fina capa de suelo.
Los depósitos postglaciales marinos se presentan en una
estrecha zona central extendiéndose de este a oeste, y a veces,
aunque en pequeñas áreas, cerca de la costa. Los depósitos de
turba estan dispersados sobre tod� Djursland.
En Djursland se ha identificado 4 categorias de acuífe-
ros. El principal de ellos es la caliza de Danian. Seguido de
éste estan : los acuíferos de glacial inferior y glacial supe-
rior formados por depósitos de arenas con mezcla acuosa. El de
menor importancia es el acuífero arenoso postglacial de origen
marino.
81
DATOS DISPONIBLES DEL AREA DE ESTUDIO
Los datos básicos para esta investigación consisten prin-
cipalmente en los pozos de sondeos del agua subterránea, de los
que se obtiene información de la litología y de la instalación
técnica de los pozos . Además, se han usado los análisis quími-
cos del agua subterránea de dicha área.
Los datos estan disponibles en los ficheros computeriza-
dos del Survey y de Arhus amtskommune , cedidos amablemente su
base de datos geológica al Survey para el proyecto de vulnera-
bilidad.
La zona de estudio constaba al principio de un total de
1360 pozos . Después de una inspección para confirmar la exacti-
tud de los datos y después de su actualización se reducieron a
unos 1000 . Estos registros de pozos estan archivados en 2 ver-
siones , una en un IBM 3033 en el centro NEUCC y otro en un UNI-
VAC 1100/ 82 en el centro RECKU. El fichero almacenado en la
versión UNIVAC ha sido usado para producir los mapas de datos
geológicos básicos . Estos mapas cuentan con información para la
interpretación de los perfiles geológicos, representados por
diferentes colores, dimensiones de los p zos , posición del ni-
vel de agua , posición de los intervalos protegidos, productivi-
dad específica, etc.
METODOS DE CARTOGRAFIA DE LA VULNERABILIDAD
Durante las investigaciones se produjerosn un número de
mapas temáticos , para visualizar los diferentes pasos en los
82
procesos de producción de mapas de vulnerabilidad. De acuerdo a
temas como:
la distribución de acuíferos,
la piezometría,
el flujo inter-acuífero,
Han sido pintados manualmente las lineas de bordes de la
distribución de acuíferos, las isolineas de piezometrías y la
limitación de áreas de flujo inter-acuíferos sobre pre-repre-
sentación de mapas computerizados . Todos los mapas temáticos
han sido calculados en un computer , usando el mismo programa
básico y los mismos gráficos ( apendice 1).
Los siguientes parámetros estan cartografiados por computadora:
- Piezometría.
Espesor de las capas de la zona no saturada ( mapas de isopa-
cas)
Indice de permeabilidad.
Indice de interflujo.
Tiempo de percolación hidraúlica.
Capacidad de reduccióníndice de reacción química
Capacidad de adsorción
- Indice de vulnerabilidad.
DENSIDAD DE INFORMACION
Solo 528 registros de pozos de la zona de estudio conta-
ban con información útil para el cálculo computerizado de los
mapas temáticos . Estos fueron extraidos para la información de
la categoría del acuífero, las limitaciones del acuífero verti-
83
cal, la piezometría,y algunas de las continuidades verticales
entre diferentes acuíferos.
El material interpretado fue archivado en un programa
especial del NEUCC y combinado con ficheros de topografía, li-
tología, localización geográfica, y diferentes tablas de fun-
ciones especiales. La tabla 1 muestra la densidad de informa-
ción de las 4 categorías de acuíferos en el área.
CATEGORIA NUMERO DE TAMAÑO EN Km2 NUMERO DE POZOS POR
ACUIFERO POZOS DE ACUIFEROS ACUIFEROS Rm2
Postglacial 40 90 4 0.44
Glacial sup 314 680 3 0.46
Glacial inf 90 390 5 0.23
Danian 249 890 1 0.28
TOTAL 528 1120 0.47
Por tanto, para desarrollar los mapas dibujados por orde-
nador es necesario suponer una continuidad entre puntos de da-
tos vecinos
MAPAS DE DISTRIBUCION DE ACUIFEROS
Usando los mapas de datos geológicos básicos de Djursland,
y un nuevo mapa construido de la superficie Danian, se
yó manualmente un mapa de distribución de acuíferos.
constru-
El mapa ha sido construido mediante interpretación geoló-
gica, de la presencia y extensión espacial de los acuíferos
observados actualmente. Así, los registros de los pozos son
84
correlacionados, distinguiéndose 4 diferentes tipos de acuífe-
ros tanto en dirección vertical como horizontal. Los 4 diferen-
tes acuíferos pueden ser categorizados como:
a) Acuífero postglacial
b) Acuífero glacial superior
c) Acuífero glacial inferior
d) Acuífero Danian.
En algunas áreas no ha sido posible definir un acuífero.
Bién porque las condiciones geológicas son demasiado complica-
das, y/o la densidad de información es demasiado pobre.
MAPA PIEZOMETRICO
Debido a la ausencia de datos fue imposible producir un
mapa piezométrico para cada tipo de acuífero. Por tanto, basán-
dose en la información de los mapas de datos geológicos básicos
y los mapas de distribución de acuíferos, se produjeron (ma-
nualmente) dos mapas, mostrando la piezometría del acuífero
Danian, y el otro representa la piezometría del acuífero gla-
cial principal (Cuaternario), el cual se compone predominante-
mente del acuífero glacial superior.
MAPA DE FLUJO INTER-ACUIFERO
Se ha construido un mapa de flujo inter-acuífero para los
dos principales acuíferos en el área de Djursland:el acuífero
Danian y el acuífero glacial principal (inferior o superior).
Mediante el uso de los mapas piezométricos y de datos geo-
lógicos básicos mencionados arriba ha sido posible construir un
85
mapa que muestra la dirección de flujo potencial entre los dos
acuíferos principales.
El mapa representa 4 diferentes tipos de áreas:
a) Areas con dirección de flujo potencial hacia abajo
b) Areas con dirección de flujo potencial hacia arriba
c) Areas con dirección de flujo dudoso
d) Areas con dirección de flujo indefinido
La información de este mapa es valiosa como suplemento al
mapa de vulnerabilidad , ya que es posible por medio de éste
predecir si un contaminante en un acuífero puede ser transferi-
do a otro.
ESTIMACION DE LA CAPACIDAD DE TRANSFERENCIA
DE AGUA SUBSUPERFICIAL (ART)
La infiltración al acuífero más superficial depende de las
condiciones en la zona no saturada y la piezometría del acuífe-
ro. La infiltración a un acuífero , que no sea el más superior,
depende de la diferencia piezométrica , en donde la transferen-
cia de agua tiene lugar. En caso de diferencia potencial nega-
tiva la transferencia de agua no tendrá lugar. Si el gradiante
es positivo , es decir, una piezometría en el acuífero superior
más alta que en el acuífero inferior , es posible una transfe-
rencia.
Como se mencionó arriba , puede que no sea conveniente en
algunos casos calcular la posibilidad de transferencia sobre
los diferentes acuíferos . Consecuentemente ha sido realizado un
86
cálculo aproximado para estimar la posibilidad de entrada en un
acuífero como la diferencia ( ART) entre la parte superior del
acuífero y el nivel piezométrico.
MAPAS DE ISOPACAS
El espesor total de depósitos geológicos sobre el acuífero
es de gran importancia para la prevención de la contaminación
del acuífero.
Consecuentemente, han sido construidos los mapas que mues-
tran el espesor total de las capas que cubren el acuífero. Como
el espesor puede variar de acuerdo ' con los contornos superfi-
ciales, se ha calculado una corrección mediante el uso de una
matriz de contorno superficial.
MAPAS DE INDICES DE PERMEABILIDAD
Para evaluar la resistencia global contra la recarga de
los diferentes acuíferos , se han realizado cálculos de índices
de permeabilidad.
A cada tipo litológico , le ha sido dada una permeabilidad
específica ( kp). Se ha usado para ello la media aproximada de
los valores medidos dados en la literatura , ( Todd, 1959). Como
los valores exactos de coeficientes de permeabilidad insaturada
no estan disponibles, se ha decidido usar los valores saturados
aunque ésto puede inducir a unos niveles de coeficientes de
permeabilidad en general más altos . El índice de permeabilidad
es un valor relativo que indica la resistencia hidraúlica total
desde la superficie del suelo al acuífero , dado por:
nPi = 7 Zj / kpj
j=idonde n es el número de capas entre el acuífero y la superficie
del suelo{ Zj es el espesor en metros de la capa j, y kpj es el
coeficiente de permeabilidad ( m/s) de la capa j.
MAPA DE INDICE DE INTERFLUJO
El índice de interflujo ha sido calculado como una estima-
ción de la posibilidad de movimiento del agua, no vertical du-
rante la infiltración. Se supone que la capacidad de movimiento
de agua horizontal en las capas superiores al acuífero depende
de los cambios en la permeabilidad. El flujo de agua a través
de porosidades medias con alta permeabilidad, que recargan a
medios con baja permeabilidad tienden a variar la velocidad y
dirección del flujo.
Por otra parte, la situación contraria puede no inducir a
un cambio radical en la dirección del flujo, suponiendo que las
capas tienen una capacidad de campo de agua máxima.
Esto implica que un decrecimiento (cambio negativo) en
permeabilidad incrementará la posibilidad de interflujo y des-
arga. Por ello,ha sido calculado un índice de interflujo para
cada pozo y acuífero dado:n
I = 11g kpj - lg kpj+1I, si kpj > kpj+1s_idonde kp es el coeficiente de permeabilidad de la capa número j
MAPA DE TIEMPO DE PERCOLACION HIDRAULICA
87
Para estimar el tiempo de tránsito de recarga de agua en
88
un acuífero desde la superficie del suelo, se construyó un mapa
de tiempo de percolación hidraúlica.
Los cálculos se realizaron suponiendo que el flujo se daba
bajo condiciones saturadas, que no hay interflujo, y que la
recarga es de 0.2 m/año. El flujo es supuesto, por tanto, para
ser un flujo de pistón . Consecuentemente, el tiempo de tránsito
calculado se estimará como el tiempo más bajo obtenido. A cada
elemento litológico le ha sido dado una capacidad de retención
específica, % (SCR), como la diferencia entre la porosidad y
la capacidad de campo. Por tanto, el tiempo de retención hi-
draúlica (RT), es calculado por la integración de las capas que
cubren el acuifero:r z :)
RT =2: f (SRCj / R) dzJ=' '
donde zj es el espesor de la capa j(m), n es el número de capas
y R es la recarga, que este caso es igual a 0.2 m/año.
La'dimensión es por tanto en años, y el mapa de tiempo de
percolación hidraúlica mostrará la velocidad a la que un conta-
minante conservativo alcanza el acuífero despues de su intro-
ducción ,. en la superficie del suelo.
MAPA DE REACCION QUIMICA
La capacidad de las capas superiores del acuífero para
retener los contaminantes químicos activos, puede en muchos
casos ser uno de los mecanismos dominantes para evitar la con-
taminación del acuífero. De acuerdo con esto, dos tipos de ma-
pas de reacciones químicas han sido desarrollados, mostrando la
89
resistencia hidraúlica y química contra la percolación de solu-
ciones.
Como el número de reacciones químicas que pueden tener lu-
gar en el subsuelo es demasiado grande, algunos procesos prin-
cipales deben ser elegidos para dar una estimación aproximada
de la resistencia química. En este estudio solo dos procesos
principales se han tomado en cuenta : los procesos relacionados
con la capacidad de reducción y los relacionados con la capaci-
dad de adsorción.
A cada elemento litológico le ha sido dado un valor rela-
tivo de capacidad de reducción y de capacidad de adsorción. Se
supone que la capacidad de reacción es proporcional al tiempo
de retención hidraúlica en cada elemento litológico . El indice
de reacción química viene dado por:n
SA = : RTj * CECjJ_in
RA = RTj * ROXjJ'l
donde SA = capacidad de adsorción relativa,
RA = capacidad de reducción relativa,
RTj= tiempo de retención hidraúlica en la capa j,
ROXj = capacidad de retención relativa en la capa j.
CECj = capacidad de adsorción relativa en la capa j,
MAPAS DE VULNERABILIDAD
La posibilidad de contaminación de un acuífero por compo-
nentes químicos usados o depositados en la superficie del sue-
lo, depende de varias condiciones físico-químicas de las capas
situadas sobre los acuíferos.
90
Sumadas a estas propiedades estáticas, muchos más factores
dinámicos han sido tomados en cuenta en la predicción del ries-
go de contaminación. Para el cálculo de la vulnerabilidad, va-
rios parámetros estáticos se han incluido:
- el espesor de las capas superiores del acuífero, (ZNS)
- permeabilidad y capacidad de retención específica,
- capacidad de reducción,
- capacidad de adsorción,
- velocidad de infiltración del flujo,
- categoría del acuífero y piezometría,
- interflujo.
Aunque muchos parámetros han sido combinados para el cál-
culo de los mapas temáticos, solo 4 temas fueron usados para el
cálculo del índice de vulnerabilidad:
1) la capacidad de transferencia del agua, ART.
2) el índice de interflujo, I.
3) la capacidad de reducción, RA.
4) la capacidad de adsorción, SA.
Los índices de interflujo, la capacidad de adsorción, y la
capacidad de reducción �estan convertidos a valores de 0 a 4 por
reducción proporcional.1 El parámetro pjezométrico (ART) ha sido
convertido como sigue:
0 - 5 m. de diferencia corresponde a ART' = 3.5
5 - 15 m. de diferencia corresponde a ART' = 2.5
15 -30 m. de diferencia corresponde a ART' = 1.5
> 30 m. de diferencia corresponede a ART' = 0.5
91
Los valores de los 4 parámetros temáticos estaban añadidos
equitativamente de acuerdo a su importancia con la vulnerabili-
dad.
El índice de vulnerabilidad es por tanto calculado como el
valor medio de los 4 parámetros:
VUL = MEDIA (ARTO, SA', RA', 11)
donde el apóstrofe denota los parámetros convertidos.
El índice de vulnerabilidad ha sido subsecuentemente co-
rregido respecto al contorno superficial, y han sido producidos
tres mapas de vulnerabilidad mediante el uso de una matriz de
(0.5 * 0.5) Km2. El mapa de vulnerábilidad del acuífero Post-
glacial no ha sido calculado ya que los datos de los parámetros
temáticos estaban demasiado dispersados.
El apendice 2 contiene un ejemplo del cálculo de vulnera-
bilidad para un pozo de agua subterránea en el área de estudio.
VERIFICACION DE LOS MAPAS DE VULNERABILIDAD
Los análisis químicos del agua subterránea pueden ser usa-
dos para una verificación preliminar de la vulnerabilidad esti-
mada. En los mapas hidroquí ,licos de datos básicos, que están
incluidos en la serie de mapas hidrogeológicos, los análisis de
agua no están relacionados con los diferentes acuíferos encon-
trados en el área cartografiada. Por tanto estos mapas no son
directamente apropiados para la verificación ya que la estima-
ción de la vulnerabilidad es afín al acuífero.
92
COMPARACION DEL PROSNOSTICO DE LA VULNERABILIDAD Y LA OUIMICA
DEL AGUA SUBTERRANEA
Como ya se ha señalado , la existencia de algunos componen-
tes químicos en al agua subterránea puede indicar un área geo-
lógicamente vulnerable. Por eso, mediante el uso de parámetros
químicos simples como indicadores , se han extraido más factores
dependientes del tiempo y dinámicos , como por ejemplo el movi-
miento del agua, los puntos de origen y la carga contaminante
histórica.
Como prueba preliminar (verificación) de la vulnerabilidad
prosnosticada, se realizó una compáración entre los mapas de
vulnerabilidad y los mapas químicos de agua subterránea repre-
sentando el contenido en nitratos. La prueba mostró que cada
uno de los acuíferos con concentraciones altas de nitrato, eran
los únicos presentados cercanos a las áreas vulnerables pros-
nosticadas.
Por el contrario, en algunas áreas de alta vulnerabilidad
solo eran presentadas las concentraciones bajas de nitratos.
Sin embargo , como los elementos históricos no fueron considera-1
dos, la vulnerabilidad no pudo ser �etectada solamente por la
calidad del agua.
Por consiguiente, fue necesaria una verificación más com-
prensiva de los mapas de vulnerabilidad por lo que se compuso
un plano detallado.
93
USO DE LOS MAPAS DE VULNERABILIDAD
El objetivo del presente proyecto de investigación era
desarrollar un método de producccón de mapas de vulnerabilidad
del agua subterránea basado en los registros existentes y los
principios generales.
Durante esta investigación ocurrieron un número de proble-
mas diferentes debido a la ausencia de conocimientos de muchos
procesos físico-químicos e hidraúlicos que lo hacen necesario
para incluir varias suposiciones . Por ello , algunos de esos
procesos tuvieron que ser estimados mediante valores relativos.
Otros procesos eran conocidos bajo condiciones saturadas, pero
no insaturadas, por lo que la estimación de los procesos fue
dada suponiendo condiciones saturadas , lo que llevó a sobrees-
timar el prosnóstico final de la vulnerabilidad.
Como consecuencia de esta suposición es evidente que el
mapa de vulnerabilidad representará solo la tendencia general
de la posibilidad de contaminación en los acuíferos.
La densidad de información, menor de 0.5 km2 implica que,
solo las fuentes de contaminación de difusión permanentes pue-
den estar relacionadas con el prosnóstico de la vulnerabilidad
de los mapas . Por tanto se recomienda que esos mapas se usen
solamente para planificación regional y con un suplemento de
alguna otra información, sobre el desarrollo histórico de con-
taminación de las áreas , sobre los puntos de orígenes y sobre
el movimiento horizontal del agua subterránea.
94
Los mapas preliminares de vulnerabilidad producidos por el
método descrito arriba puede ser un nuevo y prometedor instru-
mento para la dirección futura de la protección del agua subte-
rránea.
El grado de detalle en los mapas esta relacionado con la
densidad de información disponible ; y sirve tanto de limitación
general como específica . Los mapas pueden ser un valioso ins-
trumento para la planificación , por medio de los cuales la ne-
cesidad para nuevas investigaciones en casos específicos pueda
ser estimada.
NUEVAS INVESTIGACIONES
Al término de este proyecto de investigación se había con-
seguido un importante resultado . La planificación de la protec-
ción del agua subterránea es por el momento uno de los princi-
pales problemas en Dinamarca . Por tanto , los resultados del
proyecto de vulnerabilidad tienen que ser evaluados críticamen-
te, y la base de los mapas de vulnerabilidad tiene que ser me-
jorada.
En la fase 2 del proyecto de vulnerabilidad , que está fi-
nancialmente apoyado por la CEE , se han planeado investigacio-
nes para tal propósito . Los principales elementos en este estu-
dio son, una verificación de los mapas de vulnerabilidad preli-
minares e investigaciones hidraúlicas y químicas detalladas de
la zona no saturada , es decir, la zona entre el suelo y el agua
subterránea del acuífero . Finalmente , los estudios de vulnera-
95
bilidad microbiológica están incluidos junto con la cartografía
geológica.
La fase de verificación es necesaria para evaluar la apli-
cabilidad de los mapas, que son enteramente producidos sobre
los datos existentes.
Uno de los factores más dudosos en la estimación de la
vulnerabilidad está ligado a la zona no saturada. Para incre-
mentar la precisión de los mapas de vulnerabilidad preliminares
es necesario aumentar el acceso a datos como los procesos ciné-
ticos y como la cantidad de reducción de nitrato y sulfato en
la zona no saturada, en algunos depósitos geológicos.
CONCLUSIONES FINALES
El riesgo de los componentes contaminantes, usados o dis-
puestos, sobre o cerca de la superficie del suelo, que influyen
en la calidad del agua subterránea estan representados en los
mapas preliminares de vulnerabilidad, los cuales han sido pro-
ducidos para el área de estudio, Djursland, Dinamarca.
Para estimar la vulnerabilidad del agua subterránea, se
han tomado en cuenta las condiciones geológicas, hidrogeológi-
cas y químicas. La verificación de los mapas de vulnerabilidad
ha sido realizada mediante el uso de datos de las composiciones
químicas del agua subterránea.
Los mapas de vulnerabilidad preliminares, ahora disponi-
bles, han sido producidas bajo suposiciones no válidas total-
mente del movimiento del agua y las reacciones químicas de la
96
zona no saturada, debido a que , los valores exactos de los fac-
tores que influyen en la vulnerabilidad del agua subterránea,
especialm?nte en esta zona , no son conocidos en la actualidad.
A pesar de esta desventaja , los mapas de vulnerabilidad en la
actual versión pueden ser usados para objetivos prácticos, por
ejemplo la planificación de la protección del agua subterránea.
Los trabajos de investigación sobre las reacciones químicas en
la zona no saturada han sido comenzados recientemente por el
Survey como una segunda fase del proyecto de vulnerabilidad del
agua subterránea . Se espera que este trabajo contribuirá a una
mejora de la base, sobre la que pueden ser producidos los futu-
ros mapas de vulnerabilidad.
97
Apéndice 1
DESCRIPCION DE LAS LEYES Y TECNICAS DE PREPARACION DE MAPAS
1.- MAPAS DE CONTORNOS SUPERFICIALES
Para hacer muchos de los mapas temáticos mediante computa-
dora es necesario producir un mapa simplificado de los contor-
nos superficiales.
A partir de un mapa geodésico ( 1:50.000 ) eran digitaliza-
dos cerca de 2000 puntos mediante el uso de una red de coordi-
nadas UTM. Los puntos eran elegidos mediante una evaluación
subjetiva de las tendencias morfológicas generales de la super-
ficie, de forma que los puntos estaban situados en pendientes
que presentaban marcados cambios, y solo algunos fueron situa-
dos en áreas planas.
Además fueron usados los valores de la altitud y las coor-
dinadas UTM de todos los pozos dando un número total de puntos
morfométricos de más de 3000.
La matriz de la superficie morfométrica fue por tanto cal-
culada mediante interpolación lineal tridimensional y consis-
tente en 150 * 204 elementos , que cubren un área de aproximada-
mente 1910 km2, incluyendo áreas costeras.
2.- MAPAS TEMATICOS BASADOS EN DATOS DE POZOS
La suposición básica para el procedimiento de cálculo es-
taba basada en que la información para un punto específico es
representativa de un área entre los puntos vecinos. Esto impli-
98
ca que la información representada en el mapa no puede ser de-
sintegrada más que la densidad de información básica.
El procedimiento actual para la representación del mapa
usa un sistema de matriz con un tamaño de unidad de (0.25*0.25)
km2' que se corresponde al orden de magnitud de la densidad de
información básica. Al final del cálculo del índice de vulnera-
bilidad ha sido usado un tamaño de unidad de (0.5*0.5 ) km2 como
consecuencia de una precisión más baja de ese parámetro. La
producción de los distintos mapas temáticos se basó en los si-
guientes principios:
a) Cada tema es representado en un mapa separado para cada ca-
tegoría de acuífero.
b) Solo los registros de los pozos que cuentan con información
de un acuífero particular son usados para los cálculos del mis-
mo.
c) Cada elemento de la matriz del mapa ha sido calculado me-
diante interpolación lineal tridimensional de los 5 valores
paramétricos más próximos , mediante el cuadrado de la distancia
al elemento.
d) La protomatriz para Djursland consistente en 150*204 (30600)
elementos ha sido dividida en 4 submatrices de acuerdo con las
cuatro diferentes categorías de acuíferos.
e) Los temas que dependen directamente de los contornos super-
ficiales han sido corregidos con respecto a éstos
f) Muchos de los parámetros temáticos han sido calculados usan-
do valores relativos de las propiedades físico-químicas. Como
la información exacta no se tiene todavía , los correspondientes
parámetros temáticos vienen dados como índices relativos.
99
Apendice 2
CALCULO DE LA VULNERABILIDAD
Pozo. DGU fichero no. 81.76, usado como ejemplo para el
cálculo de la vulnerabilidad de las capas arenosas (DS + S) 35
m. por debajo de la superficie del suelo. (Se indican algunos
de los valores predefinidos de kp, SRC, CEC y ROX para las ca-
pas dadas:
GEOL. PROF . kp Lg kp I SRC RT CEC SA ROX RA
4.P
DI
DL
DS
DL
iDS
27.07
7.93
5760
DI
DS
S
(m) (m/s) (m/s) (%) años
2.0 5.10-5 -4.3 0.20 2.00 1 2.0 1 2.002.7
4.3 1.10-7 -7.0 0.45 5.17 4 20.7 1 5.17
10.8 1.10-4 -4.0 0.16 5.20 2 10.4 1 5.203.0
20.0 1.10-7 -7.0 0.45 20.7 4 82.8 1 20.7
27.3 1.10-4 -4.0 0.16 5.84 2 11.6 1 5.800.3
35.0 5.10-5 -4.3 0.20 7.70 1 7.7 1 7.70
46.7 1.10-4 -4.0 0.16 2 1
62.0 1.10-4 -4.0 0.16 3 2
t y t yI=6 RT=46.6 SA=135.2 RA=46.6. ART=7.93
I'=4-(I/ 4.3) SA' =4-(SA/300) RA'=4-(RA/250)
ART'=2.5 I'=2.60 SA'=3.55 RA'=3.81
VULNERABILIDAD = ( ART' + I1+ SA'+ RA' )/ 4 = 3.12
100
SIMBOLOS
DS = Arenas húmedas I = índice interflujo
DI = Limo$ húmedas SCR = retención específica
DL = Arcillas húmedas RT = tiempo de retención hidraú.
S = arenas CEC = capac. adsorción relativa
Filtro = entre 57-60 m. SA = adsorción relativa
NP = piezometría superficial ROX = capac . reducción relativa
kp = coefic . permeabilidad RA = reducción relativa
101
CARTOGRAFIA PARA EL ACCESO A LA VULNERABILIDAD
DEL AGUA SUBTERRANEA A LA CONTAMINACION
Y.Bachmat y M.Collin, 1987
INTRODUCCION
El agua subterránea está consigiendo incrementar la aten-
ción como curso de suministro de agua, debido a su relativamen-
te baja susceptibilidad a la contaminación, en comparación con
el agua superficial y debido a su relativamente gran capacidad
de almacenamiento. De cualquier modo, la sobreexplotación e in-
controlado uso de tierras, causa la deterioración de la calidad
de este recurso y disminuye su producción explotable. Esto,
combinado con el crecimiento simultáneo de demanda de agua, da
un aumento constante del vacio entre el suministro disponible y
la demanda. Cualquier aplazamiento debidamente dirigido a este
problema reduce el alcance de soluciones factibles y el tiempo
para su implementación, mientrás aumenta los costes requeridos
a tal fin.
Debido al tiempo de retraso entre la contaminación en la
superficie del suelo y su repercusión en el agua subterránea,
varias regiones que todavia disfrutan de una calidad de agua
subterránea satisfactoria, deben estar preocupados con las con-
secuencias que sobre el suelo y el agua producen el uso de tie-
rras. Un programa de dirección de la calidad del agua subterrá-
nea racional, bien planificado e implementado se preparo en los
estados más inmediatos de desarrollo regional.
102
Las decisiones tomadas en un programa de dirección del
agua subterránea, incluye las decisiones tomadas dentro de la
agencia responsable para dirigir el sistema de agua subterránea
y las decisiones hechas desde fuera de este sistema, pero sobre
las que la agencia deba ejercer una influencia importante. La
información requerida para tomar estas decisiones incluye la
demanda de agua en cada categoria de calidad, origen del sumi-
nistro, tendencias de la calidad bajo patrones de operación
presentes o pasados del acuífero y sus alrededores, y el resul-
tado del impacto económico, todo sujeto a alcanzar metas, mode-
los y medidas de efectividad.
La valoración de la vulnerabilidad representa un impor-
tante instrumento preliminar en las decisiones tomadas, rela-
cionadas con la dirección de la calidad del agua subterránea.
DEFINICIONES
"Calidad del agua subterránea": es el grupo de valores de
parámetros físicos, químicos y biológicos del agua subterránea
que se relacionan para la elección estandar de una categoria de
uso ada.
"Valor-usual " para una calidad de agua dada para una ca-
tegoría de uso particular es el equivalente de una unidad de
volumen de agua de esa calidad para un usuario en esa categoría
"Contaminación" del agua subterránea es la adición al
agua de una sustancia que tiene la capacidad para alterar el
agua de esa calidad por lo que disminuye su valor usual.
"Vulnerabilidad" del agua subterránea a la contaminación
103
es la susceptibilidad de su calidad a actividades antropogéni-
cas causadas por la contaminación.
"Cartografía de la vulnerabilidad" es la técnica de val-
oración y exposición de la vulnerabilidad del agua subterránea
como función del espacio y del tiempo.
OBJETIVOS DE LA VALORACION DE LA VULNERABILIDAD
La valoración de la vulnerabilidad ayuda a proporcionar
la información preliminar y los criterios para tomar decisiones
en las siguientes áreas:
- Designación de tierras de uso y dirección de los recursos del
agua dentro de la planificación regional que se relacionen con
el control de la calidad del agua subterránea.
- Legislación, incluyendo zonación, en cuanto a la alteración y
prácticas por uso de la tierra en relación a la protección de
la calidad del agua.
- Asentamiento y facilidades de operación en la disposición de
residuos, tratamiento y reciclaje.
- Selección y medida de actividades de reducción de contamina-
ción.
- Distribución y dirección de la red de supervisión de la cali-
dad del agu subterránea. 1
- Distribución de presupuestos relacionados con la contamina-
ción del agua subterránea.
La valoración de la vulnerabilidad será una actividad pe-
riodicamente actualizada en base a nuevos datos y conocimientos
104
CRITERIOS DE EFECTIVIDAD DE VALORACION DE LA VULNERABILIDAD
La efectividad de la valoración de la vulnerabilidad debe
ser evaluada en base a los siguientes criterios:
- Relevancia en los procesos para tomar decisiones, es decir,
el alcance al que puede llegar la información obtenida en la
valoración de la vulnerabilidad y que es, por tanto, crítica
para estos procesos.
- La exactitud o nivel de confianza que puede atribuírsele a la
información proporcionada.
- Hasta qué punto la información comunicada en la valoración de
la vulnerabilidad es presentada clara, simple y convenientemen-
te, y si envuelve los mínimos parametros esenciales.
- La actualización de la información proporcionada por la valo-
ración de la vulnerabilidad en el control de la calidad del
agua subterránea, para las decisiones tomadas por las autorida-
des y aquellas que tengan influencia sobre ellas.
- Adaptabilidad , es decir, que sean aplicables a varios usua-
rios, así como facilidad para extrapolar la información de un
lugar a otro dentro, del sistema , y/o actualización a lo largo
del tiempo.
PARAMETROS PA }ZA LA VALORACION DE LA VULNERABILIDAD
El cambio en la calidad del agua subterránea viene afec-
tada por 5 factores básicos. Estos incluyen: la cadena de movi-
mientos de los constituyentes en el agua a través de los lími-
tes laterales , el suministro directo o retirada del agua subte-
rránea, reacciones experimentadas por los constituyentes dentro
del dominio ocupado por el agua subterránea, y el suministro de
constituyentes, ya sea desde encima del agua subterránea vía
105
zona no saturada o desde debajo del cuerpo de agua subterránea.
De estos factores, la valoración de la vulnerabilidad, a tratar
en este artículo, se da solo con los efectos producidos desde
encima del agua subterránea, y específicamente con origen an-
tropogénicos sobre la superficie del suelo. Las pérdidas por un
consumidor de agua subterránea en una categoría de uso dada,
debido al incremento en concentración de una sustancia particu-
lar en el agua subterránea debe ser expresada por:
AL dC JsAL = ---- * ---- * ---- * á a
AC Js Aa
donde L = incremento de pérdida ,
C = incremento en la concentración de la sustancia en el
agua subterránea
Js = movimiento de la masa de la sustancia en la superficie
del suelo como resultado de una actividad antropogénica
a = medida del incremento de esa actividad antropogénica.
Por definición, la vulnerabilidad debería ser expresada
en términos de 8C/La, o cambio en la concentración de una sus-
tancia dada por unidad incrementada en una actividad antropo-
génica dada. De cualquier odo, ya que la misma sustancia debe
estar contribuida por dif rentes origenes de contaminación y
por el propósito de adaptibilidad de la información proporcio-
nada por la valoración de la vulnerabilidad a varios usuarios,
se ha preferido dividir la expresión de vulnerabilidad en dos
partes, es decir, AC/Js, la cual es independiente de un origen
particular de contaminación y de una categoría de uso particu-
lar, y Js/¿a, que es específico para cada origen particular.Es-
106
te artículo se refiere solo a A C/Js, es decir, al incremento en
la concentración de una sustancia dada en el agua subterránea
partido por el movimiento de masa de una sustancia de la super-
ficie del suelo. Como posible modo de presentación en esta in-
formación, se considera un elemento de un volumen de agua sub-
terránea, el cual tiene una extensión horizontal por unidad de
área, que está expuesta a sus alrededores solo por la parte
superior, y se extiende desde lo alto de la zona no saturada
hasta la profundidad de mezcla efectiva del contaminante, una
vez que éste entra al agua subterránea desde encima. El cambio
en la concentración de la sustancia en el volumen de agua sub-
terránea, a lo largo del tiempo viene dado por la ecuación:
dCBn ---- = Js - F
dt
donde B = espesor de la zona de mezcla
n = la porosidad del acuífero en esa zona
F = el radio de pérdida por unidad, de área de la sustancia e n
camino desde la superficie del suelo al agua subter.
Por motivo de simplicidad, tomamos Js - F como una cons-
tante, tomando por tanto que, la sustancia será soltada en la
superficie del suelo a un t = 0 y' transportada a través de la
zona no saturada principalmente por advección, e indicando el
tiempo de tránsito de la sustancia contaminante por T, se podrá
escribir:
C(T) = Co
107
Co = la concentración de la sustancia en el agua subterránea
justo antes de la llegada del contaminante, desde la
superficie.
Dando estas dos relaciones, obtenemos el cambio en la
concentración de la sustancia contaminante en el agua subterrá-
nea como:
Js-FA C = C(t) - Co = ------ - (t - T ), con t -T > 0, por tanto,
Bn
d C F t-T---- _ (1 - ---) * -----Js Js Bn
Así llegamos a un grupo de 4 parámetros que determinan la
expresión Q C/Js, siendo éstos:
T = tiempo de tránsito de la sustancia contaminante desde la
superficie del suelo al agua subterránea.
t = tiempo transcurrido desde la aplicación inicial de la sus-
tancia contaminante en la superficie del suelo.
Bn= volumen de mezcla de la sustancia contaminante en el "cuer-
po" de agua subterránea por unidad de área.
F/Js = fracción de masa del contaminante perdida en el camino
desde la superficie del suelo al agua subterránea.
Para un contaminante inerte, conservativo, F/Js = 0, lo
cual produce la máxima vulnerabilidad del agua subterránea a la
contamianción, para un área y sustancia dadas.
108
DATOS REQUERIDOS PARA LA VALORACION DE LA VULNERABILIDAD
En esta sección consideramos algunos de los datos nece-
sarios para estimar los 4 paramentros identificados como rele-
vantes para la valoración de la vulnerabilidad.
Tiempo de tránsito (T)
La zona no saturada está generalmente compuesta por una
secuencia de N capas homogeneas, litológicamente diferencia-
bles. El tiempo de tránsito de un contaminante a través de una
capa dada es:
T = V
donde L = el espesor de la capa , y V = la magnitud de la velo-
cidad media hacia abajo del contaminante a través de la capa.
El tiempo de tránsito total a través de la zona no satu-
rada viene dado por:L
T = (tT ) E (-) ii=1 V
La velocidad del contamiante puede ser estimada usando
modelos de 3 diferentes niveles de precisión:
1.- El modelo "pistón-flujo", el cual asume que el contaminante
se mueve a la velocidad media del agua, es decir:
q L•9eV = --- 01 T = ------
8e q
donde q = descarga específica vertical del agua, y
6e= el contenido en humedad efectiva de la capa.
La auto descarga específica es dada por:
q ( e) max - para q (8e) max < R
CI > 0a,K - para q ( e) max -
109
Kv.Gedonde q (9e) max = --- -- g (hc/L + 1)
Aquí, Kv y hc son la permeabilidad y el incremento en
capilaridad a lo largo de la capa, respectivamente, es la
viscosidad cinemática de la fase líquida, mientrás que R es la
intensidad de suministro vertical del agua a la capa. Así, el
principal tiempo de tránsito basado sobre el modelo de flujo
pistón y la ecuación de arriba viene dado por:
1T = ---- É 9i•Li
OGR i-i
donde R = intensidad anual principal de influjo de agua (por
ejemplo, de lluvia)
cC = la fracción que alcanza el agua subterránea.
2.- El modelo "advección-dispersión" (Bear, 1979), el cual su-
pone que el contaminante es advectado por la velocidad media
del agua y dispersado por causa de las fluctuaciones de las
velocidades de las partículas individuales del agua. Esto puede
demostrar que, el tiempo de tránsito de un contaminante es:
8 -� I LL1T = --
-- L - 16 aL ( 1 + ----- - 1 ),
q 8aL
donde aL es la dispersividad longitudinal del contaminante para
el contenido de humedad dado.
3.- El modelo "velocidad del contaminante-específico ", el cual
supone que el contaminante se mueve con velocidad propia, la
cual debe ser distinta del que lo transporta; p. e.,�en la pre-
110
sencia de un anión exclusivo , la velocidad de un anión debe
exceder la del agua ( Gvirtzman, 1986).
Por esto aquí se ha supuesto un contaminante conservati-
vo, ideal e inerte. Si la degradación del contaminante ocurre
debido a la interacción con sus alrededores (adsorción, tomadas
por las raices de las planta, precipitación, filtración, etc.),
acompañado posiblemente por el decaimiento, debido a procesos
físicos, químicos o radioactivos, la descarga específica, q,
debe ser replazada por q/Rd, donde Rd es el factor de retardo.
En este caso, por tanto, los dos tipos más importantes de datos
implicados son las características del suelo y las concernien-
tes al contaminante. Por ejemplo, en el caso de la adsorción,
el factor de retardo debe ser expresado como:
f bRd = 1 + -�- Kd
donde _P b = densidad del adsorvente,
Kd = la distribución del coeficiente entre la parte adsorvida y
la disuelta del contaminante.
Para un origen de contaminación ya existente se puede ob-
tener una mejor estimación del actual tiempo de tránsito me-
diante el uso de datos históricos en cuanto a la relación del
suministro de agua y contaminante en la zona no saturada, así
como el perfil litológico de la zona no saturada y el perfil de
la concentración del contaminante en esa zona.
111
Tiempo desde la aplicación del contaminante,
en la superficie del suelo (t)
Este parámetro es requerido para la estimación de la can-
tidad t - T, que es el tiempo desde la llegada del contaminante
al agua subterránea (en el caso de t > T), o para la estimación
de T - t, que es el tiempo que queda antes de que el contami-
nante llegue al agua subterránea (en el caso de t < T).
Volumen de mezcla del volumen de agua subterránea
por unidad de área (Bn)
La profundidad de mezcla efectiva es generalmente más pe-
queña que el espesor total de la zona saturada, y puede ser es-
timada por la profundidad de penetración de los pozos operati-
vos dentro de la zona saturada y/o por el actual perfil de con-
centración vertical del contaminante específico en esa zona.
Fracción de la masa de contaminación perdida en el trayecto
desde la superficie del suelo al agua subterránea (F/Js)
Una estimación de F/Js puede ser obtenida a partir de los
experimentos en campo combinados con modelos matemáticos de los
procesos envueltos para cada contaminante particular. Los tipos
de datos requeridos para estimar F/Js estan determinados por
modelos matemáticos usados en la descripción de procesos rele-
vantes. Ejemplos de dichos datos son la concentración del con-
taminante y su coeficiente de distribución en el caso de adsor-
ción, la capacidad de cambio de catión del suelo (en relación
al tipo y contenido de clastos y materia orgánica en el suelo),
el decaimiento contante en el caso de contaminantes biológicos,
reacciones de químicos constantes, etc. En resumen, se anotaría
112
que la cantidad de factores envueltos en el transporte y trans-
formación de un contaminante percolando con el agua lixiviada
desde la »superficie del suelo hacia el agua subterránea hace
difícil predecir las concentraciones y tiempos de llegada con
un alto nivel de precisión . Los datos adquiridos como resultado
de medidas in situ, combinados con modelos matemáticos adecua-
dos de procesos implicados, puede servir como preparación ópti-
ma para cada previsión con un nivel de precisión deseada. Por
tanto, en la práctica , solo existe un número limitado de luga-
res donde los estudios actuales basados en los datos históricos
pertinentes de los origenes del agua y de los contaminantes de-
ben ser emprendidos . Por ello, y dado el hecho de que las deci-
siones pueden ser hechas en lugares donde los estudios no puede
ser o no han sido emprendidos , se está forzando a hacer infe-
rencias desde lugares observados y no observados, así que se
necesita un modelo para cada transferencia de información. Tal
modelo se basaría en las relaciones entre las características
que son comunes a los lugares observados y los no observadso.
Lo que incluiría una estimación de error esperado debido a la
inobservancia de ciertos factores.
CARTOGRAFIA DE LA VULNERABILIDAD
La cartografía de la vulnerabilidad en el contexto de
este artículo proporcionaría las decisiones tomadas en respues-
ta a las siguientes cuestiones:
- ¿Cual es la vulnerabilidad del agua subterránea para el sumi-
nistro de un contaminante desde un origen superficial?
- ¿Cual es el tiempo de tránsito de un contaminante desde la
superficie al agua subterránea?
113
- ¿Cual es el tiempo anticipado de llegada de un contaminante a
partir de un origen ya existente?
- ¿A qué profundidad puede el volumen de agua subterránea ser
contaminado por el contaminante?
Las respuestas a estas cuestiones son proporcionadas por
la cuantificación de C/Js para un T-t=1 (el cual es equivalen-
te a QC//M, donde M es la masa del contaminante suministrada a
la superficie del suelo por unidad de área ), T, t-T, y B, res-
pectivamente.
El producto final de la cartografía de la vulnerabilidad
sería una presentación de-las cantidades arriba referidas para
cada contaminante , que puedan tener impacto sobre alguna de las
categorias de uso de agua revelantes. Para facilitar la reali-
zación la información debe ser presentada en términos medios (o
parámetros de distribución) sobre celdas de superficie que po-
sean homogeneidad hidrogeológica y administrativa. Un mapa pue-
de comunicar esta información para tomar decisiones con una
claridad máxima . Al mismo tiempo, esta información, así como
todos los antecedentes relevantes, tal como aquellos menciona-
dos en la sección previa , deben ser almacenados en un banco de
datos computerizado , para facilitar los accesos tanto a los
usuarios como para la actualización. De esta forma puede pre-
pararse un grupo de mapas para contaminantes específicos (in-
cluyendo uno para un contaminante conservativo, inerte e ideal
como el Cl-), para cada celda de superficie queda numéricamente
estipulado la cantidad A C/LM, T, B, y C , donde C es la concen-
tración actual del contaminante en el agua subterránea.
114
CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES
La valoración de la vulnerabilidad puede servir como un
instrumento preliminar efectivo para niveles operacionales y
policial de las decisiones tomadas en relación a la dirección
de la calidad del agua subterránea.
La valoración de la vulnerabilidad se basaría en una cla-
ra determinación de las decisiones relevantes para la dirección
del agua subterránea , los tipos de información requeridos para
tomar decisiones, y los procesos necesarios y antecedentes para
suministrar esta información.
La valoración de la vulnerabilidad debería ser expresada
en términos cuantitativos , que puedan ser usados para tomar
decisiones de acuerdo con el uso del agua y la tierra.
La valoración de la vulnerabilidad es una ayuda importan-
te para evaluar las pérdidas económicas causadas por contamina-
ción del agua subterránea con relación a los beneficios econó-
micos de la alteración del uso de la tierra; un análisis coste-
/beneficio incluyendo estas pérdidas proporcionaría las reco-
mendaciones específicas para el uso del agua y la tierra.
Los datos in situ son esenciales para reducir dudas con
respecto a los valores de parámentros particulares de dirección
de la vulnerabilidad, específicamente aquellos que son perti-
nentes al transporte y transformación de contaminantes en el
suelo y en la subyacente zona no saturada.
115
MAPAS DE VULNERABILIDAD DEL AGUA SUBTERRANEA
P.D.Smedt, W.D.Breuck , W.Loy y otros, 1987
INTRODUCCION
En Flanders la mayor parte de la superficie esta destina-
da a áreas de construcción, carreteras y cultivo agrícola. Solo
una pequeña parte quedan como tierras naturales y bosques. Como
resultado de esta situación la calidad del agua subterránea en
las formaciones arenosas predominantes, es generalmente amena-
zada por todas las formas posibles de contaminación, ya sea en
zonas puntuales (disposición de resíduos, aguas residuales,
etc) o en grandes áreas (fertilizantes, lluvia ácida, etc.)
Decisiones concernientes a la ubicación de áreas indus-
triales, disposición de residuos, carreteras, canteras, excava-
ciones, proyectos urbanos estan basados en documentos como ma-
pas de planificación regional y municipal, mapas de suelos, y
mapas de evaluación biológica y geológica. Hasta el momento los
documentos concernientes a la protección y la vulnerabilidad
del agua subterránea no estan disponibles.
El ministerio del agua y del medio ambiente de la comuni-
dad de Flemish (Bélgica) ha decidido establecer un mapa de vul-
nerabilidad del agua subterránea a escala 1:100000. Debido a su
urgente necesidad los mapas fueron completados en 1 año.
El espacio limitado de tiempo ha determinado el contenido
del mapa; como consecuencia los factores dinámicos no han sido
tomados en consideración.
-- uV1u una serie de va-
116
LA VULNERABILIDAD DEL AGUA SUBTERRÁNEA
La vulnerabilidad del agua subterránea está determinada
por varios factores estáticos y dinámicos, como:
Dimensión y naturaleza del acuífero y la formación covertera
Las propiedades hidraúlicas de la formación.
El comportamiento del agua subterránea en condiciones natura-
les y hechas por el hombre.
La interacción entre formaciones adyacentes.
La naturaleza y extensión de la contaminación.
Varios aspectos de la contaminación han sido tomados en
consideración , incluyendo:
El flujo, principalmente vertical , de los contaminantes con
el agua de infiltración o los fluidos contaminados, desde
la superficie hasta la zona saturada a través del suelo y
de la zona no saturada.
La distribución de los contamiantes por el flujo del agua
subterránea contaminada , en las condiciones hidrogeológi-
cas actuales.
La persistencia de la contaminación después de la desapari-
ción del origen de la contaminación , considerando la re-
carga, la naturaleza de las formaciones y la composición
del contaminante.
- La interacción entre los contaminantes y la formación.
CARTOGRAFIA DE LA VULNERABILIDAD DEL AGUA SUBTERRÁNEA FLANDERS
Debido al límite de tiempo y la importancia del estudio,
ha sido adoptada una escala de 1:100000. Solo una serie de va-
lores estáticos han sido tomados en cuenta: el tamaño y la com-
117
posición de los acuíferos y la formación cobertera y sus pro-
piedades hidraúlicas , principalmente la conductividad hidraúli-
ca. En este aspecto el mapa puede semejarse a los mapas de vul-
nerabilidad del agua subterránea del B.R.G.M. de Francia.
El mapa de vulnerabilidad del agua subterránea de Flan-
ders puede definirse como un mapa que muestra el grado de ries-
go de contaminación del agua subterránea en el acuífero supe-
rior por contaminantes , los cuales se infiltran desde la super-
ficie, considerando solo factores estáticos.
Este mapa puede servir como base para una versión más
elaborada , la cual tomará factores dinámicos en consideración.
El método de trabajo para la realización del mapa está
esquematizado en la fig.l. Toda la información concerniente a
los tres índices, acuífero , covertera y zona no saturada, han
sido resumidos y evaluados . Ellos incluyen p.e. mapas topográ-
ficos, datos geológicos ( mapas, sondeos, etc.) y datos hidro-
geológicos ( piezometría , propiedades hidraúlicas, etc.)
U a formación eá considerada un acuífero en base a su
composición, propiedades hidraúlicas, tamaño y espesor de la
zona saturada . La composición y espesor de las capas coberteras
sobre la zona no saturada, ha sido deducida por registros de
pozos y datos piezométricos . El mapa ha sido elaborado a escala
1:25000 y más tarde se redujo a escala definitiva de 1:100000.
Fig. 1. Hoja de trabajo para el mapa de vulnerabilidad del agua subterránea.
DATOS ESTATICOS
1 Publicaciones
1
1:25.000--------------------
DATOS BASICOS DATOS DEDUCIDOS INDICE
--------------------Ma1 pa topográfico ri
H
Archivos f--------------------------------------------1 Mapas W
--------------------Datos dinámicos
IDatos hidroqufmicos 11 ------------------- 1
---------------------Mapa de la extensióndel acuífero super. 1
1------------------Determinación acuffel Acuíferoro sup. (Q > 4 m/h) (A, B, C, D)
1 ------------------Mapa de datos litolól
I gicos ( 1:25.000)----•--•- ---------- ) ------------------lDatos geológicos Determinación de la Cobertera L
e hidrogeológicos 1 capa de cobertera (a, b, c)
-------------------- 1 1 ------- _----------(Mapa de la extensiónde la capa cobertera
------------------Determinación espe- U Zona no saturadasor zona no saturadas 1 (1, 2, -) 1
1-------•----------1 Mapa piezométrico
(1:25.000)----------------------
119
GRADOS DE VULNERABILIDAD DEL AGUA SUBTERRANEA
La decisión de realizar el mapa a una escala de vulnera-
bilidad de 1:100000 ha sido basada en 3 factores: el acuífero,
la formación cobertera y la zona no saturada.
El acuífero
Las propiedades determinadas son la composición de la
roca, la conductividad hidraúlica y el comportamiento del con-
taminante.
Se distinguen:
(A) Calizas, areniscas, mármoles;
(B) gravas;
(C) arenas;
( D) arenas margosas y arcillosas.
La formación de cobertera
La roca de diferente composición por encima de un acuífe-
ro es llamada formación de cobertera . Considerando la posible
presencia de excavaciones para trabajos de construcción ,. cana-
les, diques , etc, la formación de cobertera debe tener un espe-
sor de al menos 5 m. Por otra parte el acuífero se supgne que
está descubierto . Una capa de arenas nunca se consideia como
una formación de cobertera.
Las formaciones de coberteras estan divididas de acuerdo
con la composición , espesor y resistencia hidraúlica.
Se distingue:
(a) Formación sin cobertera;
(b) Formación margosa;
( c) Formación arcillosa.
120
La zona no saturada
En ausencia de una formación de cobertera , la zona no sa-
turada, si tiene suficiente espesor, puede actuar como barrera
protectora contra la contaminación del agua subterránea.
Se distingue:
( 1) Espesor de menos de 10 m.
( 2) Espesor de más de 10 m.
De acuerdo con los tres factores se elaboró una escala de
vulnerabilidad. (Tabla 1, Fig. 2).
PROBLEMAS Y DEFECTOS
Varios problemas se han dado durante la elaboración de
los mapas . Hasta hace poco las investigaciones de campo no po-
dían ser incluidas en la preparación de la masa de información,
teniendo que ser sacada de los archivos . Muchos registros de
pozos no son muy explícitos y no proporcionan información sobre
las formaciones superficiales las cuales son muy importantes
como cubiertas protectoras. Las perforaciones están desigual-
mente distribuidas . La información sobre áreas vírgenes tenían
que ser obtenidas a través de perforaciones adicionales o por
comparaciones con áreas similares . La ausencia de registros de
pozos adecuados impedía la exacta localización de los límites
entre los diferentes acuíferos. Debido a la ausencia del cono-
cimiento de propiedades hidraúlicas era dudoso el que algunas
formaciones fueran consideradas o no como acuíferos.
122
ALGUNAS IDEAS SOBRE EL CONCEPTO DE MAPAS DE VULNERABILIDAD
R.Sotorníková y J.Vrba, 1987
INTRODUCCION
Pasando por alto los mapas de objetivos especiales (p.e.
aquellos relacionados con la contaminación accidental del agua
subterránea , mapas hidroquímicos , mapas basados en métodos de
fotografía aérea y espacial , etc.), los mapas hidrogeológicos y
mapas de vulnerabilidad del agua subterránea y protección, son
las formas más comunes de expresión gráfica de datos e informa-
ción sobre un sistema hidrogeológico a escalas nacional y re-
gional.
La producción de mapas hidrogeológicos tiene una gran
tradición. Los principios metodológicos de la construcción de
mapas hidrogeológicos y sus gráficos designados han sido desa-
rrollados y unificados gracias al gran alcance de cooperación
internacional bajo el patrocinio de la UNESCO. Los mapas produ-
cidos de acuerdo con la Leyenda Internacional para Mapas Hidro-
geológicos (1983) son internacionalmente comprendidos, y son
ayuda a científicos y especialistas medio ambientales así como
a planificadores regionales o nacionales, directores y los res-
ponsables de tomar decisiones sobre el control del agua. De
acuerdo con la UNESCO, el objetivo del mapa hidrogeológico es
permitir que varias áreas sean distinguidas de acuerdo con su
carácter hidrológico en relación con la geología.
Los mapas de vulnerabilidad del agua subterránea y pro-
tección empezaron a ser producidos en algunos paises de Europa
123
(p. e. Francia y Checoslovaquia) y en USA al principio de los
años 70. La metodología para la construcción de estos mapas,
gráficos designados y símbolos, no han sido todavía internacio-
nalmente coordinados o estandarizados. Incluso dentro de un
pais los mapas de vulnerabilidad de aguas subterráneas y pro-
tección son construidos usando diferentes métodos. Los mapas no
son comparables a escala mundial y su entendimiento internacio-
nal es bajo. Por lo que se debería hacerse un esfuerzo coordi-
nado para estandarizar los principios metodológicos, construc-
ción y clasificación de esos mapas, bajo el patrocinio de una
organización internacional.
CONCEPTO DE MAPAS DE VULNERABILIDAD
Los mapas de vulnerabilidad del agua subterránea solo
pueden ser construidos para aquellas regiones en las que se
conozcan, la geometría y el comportamiento hidraúlico de la
zona no saturada y el sistema acuífero/acuicludo, condiciones
de los límites naturales y artificiales, parametros del flujo
del agua subterránea y la relación carga/descarga. Se recomien-
da basar los mapas de vulnerabilidad del agua subterránea en
mapas hidrogeológicos.
El concepto de mapas de vulnerabilidad de agua subterrá-
nea no ha sido aún definido de modo inequívoco. Algunos espe-
cialistas no distinguen entre mapas de protección de agua sub-
terránea y mapas de vulnerabilidad. Sin embargo, los dos tipos
de mapas tienen diferentes objetivos, y por tanto los conceptos
y métodos para su construcción no pueden ser idénticos. Vulne-
rabilidad y protección no son sinónimos, sino términos diferen-
124
tes. La extensión de la protección de un sistema hidrogeológico
y su contaminación (existente y potencial) depende del grado de
su vulnerabilidad.
Por vulnerabilidad de un sistema hidrogeológico se en-
tiende la capacidad de ese sistema a enfrentarse al impacto
externo, natural y antropogénico, el cual influye en su estado
y carácter en el tiempo y el espacio.
Las influencias naturales - geológica, climática, hidro-
lógica- que afectan al sistema hidrogeológico, son (exceptuando
las impredecibles catástrofes) permanentes, cambian cíclicamen-
te, y la intensidad de su acción es de alcance mundial. El re-
sultado de estas influencias es un estado de estabilidad diná-
mica del sistema hidrogeológico, que además envuelve el nivel
de su vulnerabilidad - su componente natural.
Durante la evaluación de la vulnerabilidad del sistema
hidrogeológico, el papel decisivo viene dado por sus propieda-
des, especialmente:
- La permeabilidad, capacidad de reacción y de retardo y el
espesor de la zona no saturada, incluyendo la capa del suelo.
- La extensión del nivel fluctuante del agua subterránea a tra-
vés del ciclo hidrológico anual.
- Las propiedades del acuífero y su tipo (freático, eático).
- La complejidad del sistema acuífero (simple o multiacuífero).
Los parámetros que son usados más frecuentemente en la
construcción de estos mapas estan en la tabla 1.
TABLA 1: PRINCIPALES PARAMETROS EXPRESADOS EN LOS MAPAS DE VULNERABILIDAD
---------------------------------------------------------------------------------------------------------
PARAMETROSSIGNIFICACIONEXPRESADA POR REPRESENTACION
PUNTOS CARTOGRAFICABASADOS EN
------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------------PERMEABILIDAD > 2.3E-05 15 Mapas de suelos,
DEL SUELO 2.3E-05 - 5.7E-06 10 Símbolo simplificado análisis de campo(m/s) < 5.7E-06 5 y laboratorio.
---------------------------------------------------------------------------------------------------------ESPESOR ZONA 0 - 5 15 MapasNO SATURADA 5 - 20 10 Isolineas hidrogeológicos,
(m) > 20 5 obsevaciones
FLUCTUACIONES DEL > 4 m. 15 SupervisiónNIVEL DE AGUA EN EL 2 - 4 m. 10 Figura numérica del nivel deCICLO HIDROLOG.ANUAL 0 - 2 m. 5 agua subterránea
TRANSMISIVIDAD > 1E-03 15DEL ACUIFERO 1E-03 - 1E-04 10 Colores Pruebas hidraúlicas
(m2/día) < 1E-04 5
VULNERABILIDAD ALTA 60 - 50 Permeabil. suelo, espesor ZNS,DEL SISTEMA MEDIA 45 - 35 Ornamento fluct.nivel agua, transmisiv.,
HIDROGEOLOGICO BAJA 30 - 20 prop.geol.-hidrog.,geom.acuíf.
126
Los impactos antropogénicos -industria, agricultura, ur-
banización, transporte, minería, etc.- no hacen continuamente
efecto en• el sistema hidrogeológico. Sus intensidades cambian
rápidamente con el tiempo, y estan espacialmente limitados. Los
impactos antropogénicos son generalmente destructivos para el
sistema hidrogeológico y hay esfuerzos para eliminarlos. Así,
constituyen una parte no natural del sistema hidrogeológico y
estan expuestos en mapas de protección de aguas subterráneas,
mapas de polución , mapas de riesgos, etc.
Mapas hidrogeológicos y de vulnerabilidad representan los
parámetros naturales de un sistema de agua subterránea. Los
mapas de protección del agua subterránea, de contaminación y de
riesgo suplementan al grupo de mapas hidro-ecológicos. Sin em-
bargo, ya que los impactos antropogénicos, sobre un sistema de
agua subterránea cambian rápidamente, los mapas de protección,
contaminación y riesgo deberían estar continuamente actualiza-
dos. Esto es porque son imprimidos usando técnicas simples y
económicas . La interpretación digital de fotografía aérea, pue-
de ser un sistema especialmente adecuado para mapas sinópticos.
Para mapas de gran escala , las hojas transparentes situadas so-
bre mapas hidrogeológicos de vulnerabilidad son muy prácticos.
DISCUSION
El material básico para discutir el principal parámetro
de vulnerabilidad es el mapa de vulnerabilidad de la cuenca
cretácica de Checoslovaquia a escala 1:100.000.
- Los valores de los parámetros del suelo son derivados del
mapa de suelos, laboratorio y mediciones en campo. En base a
127
los análisis estadísticos, los suelos que tengan una permeabi-
lidad kf > 2.3*10-5 m/ s son considerados altamente permeables,
aquellos con kf entre 2 . 3*10-5 y 5.7*10-6 m/s son de permeabi-
lidad media , y los suelos que tengan un kf < 5.7*10-6 m/s son
de baja permeabilidad . En tierras de cultivo, estos parámetros
pueden ser afectados por actividades agrícolas. El suelo juega
un papel decisivo para el grado de vulnerabilidad del sistema
hidrogeológico.
- El nivel de agua subterránea bajo la superficie y sus fluc-
tuaciones, son importantes criterios para la protección del
sistema de agua subterránea. En general , la vulnerabilidad de
un acuífero disminuye con la profundidad de su nivel de agua.
El riesgo de vulnerabilidad es siempre más bajo para acuíferos
confinados . Las grandes fluctuaciones del nivel de agua a tra-
vés del ciclo hidrológico anual, permiten acelerar el lixiviado
de contaminantes desde las capas superiores de la zona no satu-
rada, por lo que se incrementa la vulnerabilidad del acuífero.
- El riesgo de contaminación es mayor para el primer acuífero.
Para acuíferos más profundos , particularmente cuando estan cu-
biertos por capas impermeables desarrolladas regionalmente, el
grado de vulnerabilidad es más bajo.
- La capacidad de un acuífero en transformar, degradar y propa-
gar la contaminación está expresada en relación a su permeabi-
lidad y sus características físico-químicas.
El grupo de parámetros de vulnerabilidad aplicados a una
base hidrogeológica y considerando los impactos antropogénicos,
constituyen una parte importante de los mapas de la cuenca cre-
tácica de Checoslovaquia.
128
CONCLUSIONES
La diferencia es enfatizada entre los conceptos de mapas
de vulnerabilidad y protección de agua subterránea y otros ti-
pos de mapas, representando los impactos antropogénicos sobre
el sistema hidrogeológico. Por vulnerabilidad se entiende las
características naturales del sistema hidrogeológico, general-
mente invariables a escala humana.
Por otra parte, los mapas de protección de aguas subte-
rráneas y contaminación presentan fenómenos que se dan, a es-
cala humana, a corto plazo y considerablemente invariables. El
concepto de mapas de vulnerabilidad está siendo discutido en la
base del mapa de la cuenca cretácica de Checoslovaquia.
Una leyenda reconocida internacionalmente y conceptos y
metodologías uniformes para mapas de vulnerabilidad son esen-
ciales para su comprensión internacional.
129
CARTOGRAFIA DE LA VULNERABILIDAD
DEL AGUA SUBTERRANEA A LA CONTAMINACION
• J.Margat y M.F.Suais-Parascandola, 1987
Resumen
La cartografía de la vulnerabilidad del agua subterránea
al riesgo de contaminación, concevida inicialmente como un me-
dio de representación de una condición general, puede llevar
solo una cantidad limitada de parásitos, información numérica
sobre los factores en la protección natural del agua subterrá-
nea contra el ataque potencial. Un avance sobre esto está dis-
ponible a través de gráficos computerizados, los cuales lo ha-
cen posible para adaptar los análisis de los factores múltiples
concernientes a la vulnerabilidad, a una variedad de criterios
y así visualizar la información más crítica para tomar decisio-
nes.
La idea de describir por medio de mapas los varios grados
de vulnerabilidad del agua subterránea a los contaminantes,
como una función de condiciones hidrogeológicas, fué concevida
originalmente en Francia, en un esfuerzo por crear una concien-
cia general.' Además de aumentar la conservación de la calidad
del agua subterránea amenazada por contaminantes, el interés
estaba en mostrar que sus "proteciones naturales" variaban de
acuerdo con la localización y la identificación de áreas donde
las medidas de protección eran más necesarias.
Este mapa estaba basado en el principio simple de las va-
riables espaciales estables e inestables que caracterizan las
130
condiciones hidrogeológicas y que se describen generalmente en
los mapas hidrogeológicos, así como: la profundidad media del
nivel de agua libre, la permeabilidad de la cobertera superfi-
cial sedimentaria , la conexión entre acuífero y superficie de
agua y la velocidad media del flujo del agua subterránea. Las
causas de contaminación consideradas estaban principalmente en
superficie, de manera constante o provisional, localizadas o
difusas, e indiferenciadas . La interpretación de condiciones
hidrogeológicas en términos de vulnerabilidad , era cualitativa
e intuitiva y no confiaba en análisis cuantificados de diferen-
tes procesos de la migración de contaminantes, desde la super-
ficie al agua subterránea y por tanto solo daba indicaciones y
órdenes de magnitud.
Siguiendo un mapa a escala 1:1000000 realizado en Francia
en 1970 y varios mapas regionales a escala media (1:250.000, y
1:200.000 ), se observa que tenían los mismos objetivos y carac-
terísticas . La transición a un mapa de mayor escala (1:50.000,
1:25.000 ), en las mismas regiones suponía una gran ambición. A
la descripción detallada de los factores fundamentales en vul-
nerrbilidad eran añadidos , las causa de contaminación y los lu-
garras y zonas qué requerían mayor protección, en particular
áreas de agua potable con información que permita la evaluación
cuantitativa del daño que causaría un contaminante potencial.
Esto incluye la localización de las estructuras de captación
indicando la cantidad de agua extraída y la distribución del
consumo, dando las direcciones y el rango medio de flujo de los
acuíferos subsuperficiales circundantes.
131
Los mapas de vulnerabilidad consisten en la superposición
de 3 mapas permitiendo la lectura simultánea de factores de
origen y naturaleza variada. La representación de un sólo pozo
caracterizado por la acumulación de criterios puede ser inme-
diatamente identificada . Un ejemplo puede darse en una zona de
captación localizada , en un área muy vulnerable la cual es la
única fuente del suministro de agua para varias comunidades.
Dando las limitaciones de los análisis de los factores
arriba indicados en la protección natural del agua subterránea
contra los diferentes tipos de contaminantes, el limitado al-
cance de un mapa basado en dichos factores es coherente, prime-
ramente porque la vulnerabilidad no solo depende de factores
estables , sino de los estados variables del suelo y del agua
subterránea y especialmente por el hecho de que está exactamen-
te conectado al camino en que se originan los contaminantes, a
la extensión y duracción de la acción de los contaminantes y a
la naturaleza de los contaminantes , y además porque la contami-
nación está autorelacionada a varias normas de uso.
Los mapas de vulnerabilidad definitivos son orientados
para estudios de impacto y seguridad y para su contribución a
la zonación de tierras de uso.
La cartografía opcional ha sido posible permitiendo la
actualización de los datos de entrada y la adaptación de res-
puestas a interrogantes específicos.
132
Al principio las imágenes producidas serían todavía mapas
de clasificación normal, combinando de cualquier modo los di-
versos factores clasificados de acuerdo con una escala graduada
y posiblemente aumentada de acuerdo a los objetivos deseados,
por tanto ofreciendo un mayor rango de posibles variaciones y
representando un instrumento bien situado para analizar la sus-
ceptibilidad.
Usando los datos seleccionados respondiendo a los crite-
rios preestablecidos , será posible crear imágenes de vulnera-
bilidad relativa para tipos específicos de contaminación, así
como las fuerzas requeridas para su conservación de acuerdo a
los criterios económicos aprobados por ambos, el desarrollo del
agua y dirección de las autoridades.
Está planeado que el nuevo mapa de vulnerabilidad de agua
subterránea a la contaminación sea desarrollado a lo largo de
estas lineas.
133
CONCLUSIONES SOBRE LA CARTOGRAFIA DE LA VULNERABILIDAD
W.Cramer y J.Vrba, 1987
Resumen
Hay 3 importantes instrumentos usados por científicos del
suelo e hidrogeólogos del agua subterránea en las medidas de
protección del suelo y del agua subterránea: supervisión, mode-
lización y cartografía. Las tres son esenciales para una reali-
zación adecuada de la vigilancia protectora del suelo. Y así es
la cartografía de la vulnerabilidad.
Todos los artículos presentados sobre el tema, han usado
diferentes definiciones y criterios con respecto al vago térmi-
no "vulnerabilidad". Además, ha sido claramente demostrado que
los accesos a la cartografía de la vulnerabilidad suele estar
definida por un problema específico, por ejemplo el lixiviado
de nitratos al agua subterránea.
En la presentación así como en la discusión se acordó que
los mapas de vulnerabilidad serían preparados con sumo cuidado
para evitar una mala interpretación o algún abuso por no-espe-
cialistas, por ejemplo decisiones de planificadores o construc-
tores. Algunas veces se sostiene que los mapas no deberían ser
presentados indicando la vulnerabilidad, para evitar un posible
abuso.
En todos los artículos sobre cartografía de la vulnerabi-
lidad, las capas de suelo de cobertera han sido consideradas
como un filtro purificador para el agua subterránea de los
134
principales acuíferos . Para el concepto de protección integrado
de agua subterránea y suelo, es necesario valorar y representar
la vulnerabilidad de las capas superiores del suelo.
La presentación y discusión en esta conferencia ha con-
firmado de nuevo que no es posible la estandarización de"mapas
de vulnerabilidad como mapas de suelos , mapas geológicos o ma-
pas hidrogeológicos . Y no hay algún tipo de algoritmo universal
para producir mapas que se ajusten a dicho propósito. La carto-
grafía de la vulnerabilidad es una materia "hecha a medida" más
que confeccionada. Para cada mapa, tenemos que medir el proble-
ma y producir el mapa adecuado. Cada vez tenemos que seleccio-
nar, evaluar y presentar los datos relevantes cuidadosamente.
Por eso es importante desarrollar y mantener bases de datos
accesibles de las propiedades físicas, químicas y biológicas
del suelo y del agua subterránea , los cursos de contaminación y
la naturaleza y comportamiento de los contaminantes. En este
contexto se señalaría que mapas de suelos e hidrogeológicos han
comprobado ser indispensable para la cartografía de la vulnera-
bilidad.
Hay al menos 3 tipos o grupos de mapas de vulnerabilidad:
TIPO 1: mapas de valor simple , representando datos intrínsecos
de suelo y agua subterránea relevantes para la valoración de la
vulnerabilidad
TIPO 2: mapas con representación geográfica de información re-
levante para decisiones policiales , dentro de un contexto de
ambiente policial y/o planificación física . Estos mapas inclu-
yen información sobre cursos de contaminación , emisiones, pro-
135
babilidad del caso, objetivos a proteger, áreas de protección
del agua subterránea, propiedades ambientales necesarias y la
valoración de la vulnerabilidad. Estos mapas pueden ser usados
por ejemplo:
- Para la realización y desarrollo policial.
- Desarrollar y realizar áreas diferenciadas de protec-
ción.
- Seleccionar lugares para actividades seguras y
- Tomar medidas protectivas o mitigantes.
TIPO 3: mapas educativos o o "de pared". Son de gran importan-
cia y está dirigida a políticos, industriales, granjeros, estu-
diantes, otros grupos y al público en general, de modo convin-
cente y continuada, sobre las funciones de la vulnerabilidad
del suelo y del agua subterránea. Gran parte del público tiene
conciencia de los problemas, lo que hace más fácil la protec-
ción de estos recursos naturales.
136
UN SISTEMA EXPERTO PARA LA VULNERABILIDAD DEL AGUA SUBTERRANEA
W.Mak y A.P.Bot, 1987
Resumen
El número de lugares, donde el suelo puede haber estado
contaminado o debería estar protegido contra la contaminación,
parece aumentar rápidamente. La evaluación precisa de la vulne-
rabilidad del agua subterránea en una zona es, a menudo, caro y
necesita mucho tiempo. Por eso, hay un crecimiento necesario de
métodos de bajo coste, usando datos de fácil acceso, para de-
terminar la vulnerabilidad del agua subterránea a los contami-
nantes.
La información obtenida de varios mapas y una visita al
lugar, dan indicaciones, que pueden ser usadas para aproximar
el valor de la vulnerabilidad del agua subterránea. De cual-
quier modo, es necesario un conocimiento apropiado para la in-
terpretación. Tal conocimiento rara vez está fácilmente dispo-
nible. Como consecuencia, el uso óptimo de esta información no
está extensamente difundido.
IWACO esta construyendo este experto conocimiento dentro
de un sistema experto, para la vulnerabilidad del agua subte-
rránea, p. e. un programa especial que pueda ser usado por per-
sonas inexpertas, para determinar la vulnerabilidad del agua
subteránea, con una exactitud que es aceptable por muchos moti-
vos.
137
Este sistema experto está mejor ajustado para manejar in-
formaciones inciertas o indicativas, que para programas como
bases de datos , FORTRAN, BASIC, etc. Además, el usuario puede
preguntar al sistema experto la explicación de alguna questión
que posea el sistema, el porqué de alguna de las preguntas o a
través de que razonamiento el sistema experto llega a una con-
clusión cierta.
La información indirecta e indicativa, usada por el sis-
tema experto incluye: tipo de suelo, nivel del agua subterrá-
nea, patrones de drenaje, uso de la tierra, vegetación, eleva-
ción relativa, pendiente, etc. Al final de la consulta, el sis-
tema experto da sus conclusiones acerca de la migración verti-
cal (filtración/infiltración) y de la migración horizontal de
(contaminantes) al agua subterránea.
Top Related