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.