Por: Dr. Ing. Stephen Foster, Ing. Ricardo Hirata / OPS-CEPIS, 1988

Importancia de las Aguas Subterráneas

Antecedentes del Programa Regional

Agradecimientos

	1. El riesgo de contaminación de aguas subterráneas 1.1 Comportamiento de contaminantes en el subsuelo 1.2 Concepto fundamental del riesgo de contaminación 1.3 Importancia de la zona no saturada 1.4 Función de los suelos
	2. Bases estructurales para la determinación del riesgo 2.1 Estrategia y nivel de determinación del riesgo 2.2 Selección de la zona y escala de estudio 2.3 Requerimientos de personal 2.4 Adquisición de datos básicos
	3. Caracterización de la carga contaminante al subsuelo 3.1 Clasificación de actividades contaminantes 3.2 Requerimientos óptimos 3.3 Restricciones prácticas 3.4 Determinación de carga contaminante de fuentes dispersas 3.4.1 Areas residenciales urbanas 3.4.2 Uso agricola del suelo 3.5 Determinación de carga contaminante de fuentes puntuales 3.5.1 Actividad industrial 3.5.2 Lagunas de efluentes 3.5.3 Disposición de residuos sólidos 3.5.4 Aguas superficiales contaminadas
	4. Caracterización de la vulnerabilidad del acuífero 4.1 Concepto de la vulnerabilidad 4.2 Limitaciones prácticas 4.3 Esquema de clasificación 4.4 Indice de vulnerabilidad
	5. Implementación de proyectos de reconocimiento 5.1 Procedimientos cartográficos 5.2 Evaluación final del riesgo 5.3 Implicancias para el abastecimiento de agua subterránea
	Bibliografía
	Anexo:  Hojas de inventario para el reconocimieto de la carga contaminante al subsuelo

Figura 0
Esquema conceptual para la determinación del riesgo
de contaminación de aguas subterráneas

Prefacio

Importancia de las Aguas Subterráneas

No existen datos completos acerca de la proporción de los abastecimientos de agua municipal y doméstica que proviene del recurso hídrico subterráneo. Tampoco existe información confiable sobre la proporción de todos los abastecimientos de agua, para cualquier propósito, derivados del recurso hídrico subterráneo. Así, para ilustrar el rol clave que juegan las aguas subterráneas en el abastecimiento de agua potable en América Latina y el Caribe, ' se tiene que recurrir a estimaciones cualitativas y ejemplos específicos.

Al menos, en tres grandes centros urbanos, las ciudades de México, Lima y La Habana, las aguas subterráneas suministran la mayor parte del abastecimiento de agua municipal, y en algunos otros, incluyendo Buenos Aires, Santiago de Chile, San José de Costa Rica, San Salvador, Managua, Santo Domingo y la ciudad de Guatemala, representan una importante proporción. El agua subterránea también está siendo amplia y mayormente explotada para abastecimiento de agua potable en áreas rurales, ya que es normalmente el recurso más barato y seguro. Por ejemplo, provee más del 90% del abastecimiento rural en Costa Rica, El Salvador y Guyana.

El normalmente bajo costo y la excelente calidad natural del agua subterránea, ha justificado su amplia utilización para abastecimientos públicos, aún en las regiones más húmedas. Por ejemplo, ha sido rápidamente explotada para el abastecimiento de agua municipal en San José de Costa Rica, Santo Domingo, Rep.Dominicana y Georgetown-Guyana, desde 1965. En el estado brasileño de Sao Paulo, 750 M1/d de aguas subterráneas abastecen más de 500 pueblos. También es de gran importancia en muchas islas del Caribe, por ejemplo Barbados que es totalmente dependiente de las fuentes subterráneas que proveen 110 M1/d. Debido a razones similares las aguas subterráneas han sido consideradas como la fuente más atractiva de abastecimiento de agua potable para innumerables pueblos a través de la Región.

En vista de la importancia de estos abastecimientos de agua, se podría pensar que la protección de acuíferos para prevenir el deterioro de la calidad del agua subterránea debería haber recibido ya una atención detallada, particularmente dentro y alrededor de grandes áreas urbanas. Sin embargo, por un sinnúmero de razones, no se le ha dado todavía mucha consideración en la Región de América Latina y el Caribe a la protección de los acuíferos. El flujo de agua subterránea y el transporte de contaminantes no son fáciles de observar ni medir. Ambos procesos son generalmente lentos. Es por esto que existe una amplía despreocupación acerca del riesgo de contaminación del --agua subterránea, aún entre los administradores de recursos de agua y de suelo. Sin embargo, el asunto es de importancia práctica y directa por la escala y persistencia de muchos episodios de contaminación de agua subterránea, por su impacto en los abastecimientos de agua potable y por el costo excesivo o la impracticabilidad técnica de la rehabilitación de acuíferos.

Antecedentes del Programa Regional

El desarrollo de un Programa Regional de Control y Prevención de la Contaminación de Aguas Subterráneas es parte del plan a mediano plazo del CEPIS, adoptado por la Organización Panamericana de la Salud (OPS) para la Región de América Latina y el Caribe durante el período 1984-89.

Los elementos claves de este programa son:

(a) Identificación de los principales problemas de contaminación de las aguas subterráneas que afectan su potabilidad.

(b ) Selección de instituciones con la responsabilidad y los recursos para aplicar un programa de control de la contaminación, y
      movilización de éstas a través del establecimiento de una red cooperativa con servicios de consultoría brindados por CEPIS.

(c) Preparación y divulgación de manuales sobre la evaluación del riesgo de contaminación, a investigación de la calidad, de aguas
     subterráneas y sobre políticas de control apropiado para contexto regional.

La meta principal del Programa Regional es que para el año 1989 varios países de la Región hayan iniciado programas nacionales de control de contaminación de las aguas subterráneas, respaldados por procedimientos adecuados para la identificación del riesgo de contaminación y con políticas apropiadas para el control selectivo de la disposición de efluentes y las prácticas de use del suelo.

Un reconocimiento técnico de los problemas de contaminación de aguas subterráneas que afronta la Región de América Latina y el Caribe ha sido recientemente publicado como producto del Programa Regional de Aguas Subterráneas de OPS-CEP IS (Foster et al, 1987).

Alcance de la Metodología Desarrollada

El informe presenta procedimientos que se consideran apropiados para la determinación del riesgo de la contaminacíón de aguas subterráneas en la Región de América Latína y el Caribe. A través del uso de esta guía, se espera bríndar una consideración más sistemática de este riesgo. La metodología desarrollada se consídera como un primer Paso en la evaluación del riesgo de contaminación de aguas subterráneas. Debería ser aplicada para establecer prioridades, pero no para sustituir la inspección y el monitoreo sistemático de campo. La metodología se refiere exclusivamente al riesgo de que el agua subterránea se contamine con concentraciones que excedan las recomendaciones de la Organización Mundial de la Salud (OMS) para la calidad del agua potable, pero no al riesgo resultante para la salud humana.

Este informe enfoca el riesgo de contaminación del agua subterránea debído a la actividad del hombre. No se consideran otros importantes temas relacionados, tales como problemas de la calidad natural de aguas subterráneas, intrusión salina de acuíferos asociada con sobre-explotación, y reducción de la recarga del agua subterránea debido a la urbanización. El diseño de acabado sanitario de pozos y manantiales también está fuera del alcance de este trabajo.

El informe intenta servir como una guía para el planeamiento y ejecución de estudios sobre la vulnerabilidad de los acuíferos y el riesgo de contaminacíón de aguas subterráneas. Contiene mucha información sobre procesos hidrogeológicos y actividades contaminantes para la orientación general del usuario, no siendo necesarios todos éstos para el desarrollo de la metodología. Esta guía no es un manual con procedimientos establecidos, ya que simplemente no es posible díctar reglas para todas las actividades potencialmente contaminantes y para todas las condiciones hidrogeológicas. Tampoco no se toma en cuenta el riesgo de contaminación de las aguas superficiales.

Se necesitará una adaptación de la metodología de acuerdo a los objetivos de estudio, y a la escala y disponibilidad de datos locales. Aparecerán circunstancias que la guía no cubra adecuadamente. Por ejemplo, ningún intento se ha hecho para presentar un procedimiento para la evaluación de la carga contaminante al subsuelo debido a la industria minera y petrolífica, ya que para éstas es muy difícil generalizar.

Esta primera impresión del informe se dirige a promover estudios de la determinación del riesgo de contaminación de aguas subterráneas a varias escalas en áreas seleccíonadas de América Latina y el Caribe. Debería ser usado por un hidrogeólogo o ingeniero de aguas subterráneas en conjunto con un ingeniero sanitario o científico ambiental. Se espera que los usuarios de este manual adopten la metodología descrita, y de existir alguna interrogante, se sirvan dirigir al CEPIS y sugerir posibles mejoras para futuras ediciones.

Agradecimientos

Este informe ha sido revisado y perfeccionado por el Comité Técníco del Programa Regional de Prevención y Control de la Contaminación de las Aguas Subterráneas del CEP IS, incluyendo representantes de instituciones en Argentina, Bolivia, Brasil, Costa Rica, Cuba, El Salvador, México, Paraguay, Perú, Puerto Rico, República Domínícana y Venezuela.

Los autores agradecen al Ing. Alberto Flórez Muñoz (Director del CEPIS) y al Ing. Geroncio de Albuquerque Rocha (DAEE) por el interés demostrado desde el inicio del programa y por su continuo estímulo en la preparación de este informe, a los Profesionales Jóvenes Residentes del CEPIS, Ing. José Lobos, de INCYTH (Argentina) a Ing. Daniel Gomes, de CETESB (Brasil) por sus discusiones en relación al problema de la determinación de la carga contaminante al subsuelo generada por actividad industrial y por la caracterización de la vulnerabilidad a la contaminación del acuífero.

También agradecemos el excelente trabajo secretarial de la Sra. Isabel Delgado de Risso en relación a la producción de este informe en sus versiones en español a ínglés.

1.1 Comportamiento de Contaminantes en el Subsuelo

1.1.1 Los perfiles del suelo atenúan activamente un gran número, pero no todos, de los contaminantes del agua. Durante muchos
        años, han sido considerados como un sistema potencialmente efectivo para la disposición segura de excrementos humanos y
        efluentes domésticos (Idelovitch & Michail, 1984).

1.1.2 Los procesos involucrados en la atenuación de contaminantes (Figura 1) continúan, en menor grado, a mayores
        profundidades, especialmente en donde se encuentran sedimentos no consolidados en la zona no saturada.

1.1.3 Adicionalmente, la dispersión hidrodinámica asociada con el flujo del agua subterránea ocasiona la dilución de contaminantes
        móviles y persistentes, especialmente en la zona saturada de los acuíferos (Figura 1).

Figura 1
Resumen de los procesos de atenuación de contaminantes
en las aguas subterráneas
(modificado de Gowler, 1983)

El grosor de la línea correspondiente indica la importancia del
proceso en el suelo, sobre y bajo el nivel freático.

1.1.4 Habrá más dilución en pozos de bombeo porque ellos generalmente interceptan o inducen flujos de agua subterránea a varias
        profundidades y en varias direcciones, no todos los cuales estarán normalmente contaminados.

1.1.5 Sin embargo, no todos los perfiles del suelo y las condiciones hidrogeológicas son igualmente efectivas para la atenuación de
        contaminantes. Además, el grado de atenuación variará ampliamente según el tipo de contaminante y el proceso de
        contaminación en un ambiente dado (Freeze & Cherry, 1979; Jackson, 1980).

1.1.6 La actividad humana en la superficie de la tierra modifica los mecanismos de recarga del acuífero a introduce nuevos,
        cambiando la tasa, frecuencia y calidad de la recarga del agua subterránea. Esto es especialmente significativo en climas
        áridos, pero también ocurre en regiones húmedas. El entendimiento de estos mecanismos y el diagnóstico de tales cambios
        son importantes para la determinación del riesgo de contaminación de aguas subterráneas.

1.1.7 El flujo del agua y el transporte de contaminantes desde la superficie del suelo al nivel freático tiende a ser un proceso lento
        en muchos acuíferos (Figura 2). Esto significa que puede tomar muchos años, aún décadas, antes que se detecten los
        efectos de un episodio. de contaminación por un contaminante persistente en explotación.

1.1.8 La preocupación por la contaminacíón de las aguas los pozos de subterráneas se relaciona principalmente a los acuíferos no
        confínados, especialmente donde su nivel freático es poco profundo. Un riesgo sígnificativo de contaminación puede también
        presentarse aún en donde los acufferos son semiconfinados, si las capas acuitardas confinadas son relativamente delgadas y
        permeables.

1.1.9 Los abastecimientos de agua potable bombeados de acuíferos más profundos y más altamente confinados, solamente serán
        afectados por los contaminantes más persistentes a muy largo plazo.

1.1.10 Es necesario considerar hasta qué punto las recomendaciones de la OMS para la calidad de agua potable se relacionan
          específicamente con la contaminación de las aguas subterráneas (Cuadro 1). En este contexto, es también relevante
          mencionar, en términos generales, la posibilidad de autoeliminación de contaminantes durante el transporte al subsuelo,
          como resultado de la degradación bioquímica y/o reacción química (Mátthess et al, 1985).

1.1.12 Entre los constituyentes inórganicos nombrados en las recomendaciones como adversos a la salud humana, se encuentra el
          nitrato como el más ampliamente distribuido y problemático por su movilidad y estabilidad en sistemas aeróbicos de aguas
          subterráneas.

1.1.13 Otros consituyentes de importancia organoléptica o estética, tales como el cloro, sulfato, sodío, hierro y manganeso, se
          encuentran ampliamente a niveles elevados en el agua subterránea, naturalmente y debido a la contaminación.

1.1.14 Los metales pesados, incluyendo cadmio, cromo, estaño, mercurio, se inmovilizan por precipitación y por otros procesos en
          muchos acuíferos, pero pueden tener un transporte significativo en sistemas de aguas subterráneas de bajo pH y Eh.

1.1.15 En lo que se refiere a constituyentes orgánicos, se debe reconocer que las recomendaciones no cubren aún el rango de
          compuestos orgánicos sintéticos que sean conocidos como contaminantes potenciales del agua ya que no existe suficiente
          evidencia médica para establecer valores consistentes.

1.1.16 Aquellos compuestos que representan la mayor amenaza a la calidad de las aguas subterráneas y a la salud humana, son
          ciertos tipos de hidrocarburos halogenados, de grupos alifático y aromático (Cuadro 1). Son moderadamente solubles en el
          agua, relativamente móviles y persistentes en el subsuelo y de un use muy amplIo a toda escala industrial como solventes,
          desinfectantes y desodorantes sintéticos.

1.1.17 Los pesticidas no han sido incluidos en el Cuadro 1, pero se consideran más adelante. Cabe mencionar aquí que la mayoría
          de los pesticidas enumerados en las guías de OMS experimentan una fuerte sorción en el suelo, y resulta improbable que
          puedan contaminar las aguas subterráneas. Sin embargo, pocas investigaciones y análisis se han llevado a cabo. Otros
          pesticidas tóxicos son conocidos por ser móviles, pero éstos aún no se encuentran enumerados en las recomendaciones
          por falta de evidencia médica.

1.1.18 Los acuíferos superficiales son susceptibles a la contaminación microbiológica. La actual recomendación de la OMS para la
          calidad bacteriológica de agua para consumo humano indica que un abastecimiento debería ser considerado no satisfactorio
          si se detectan las bacterias indicadoras (coliformes fecales) en cualquier muestra de 100 ml.

1.2 Concepto Fundamental del Riesgo de Contaminación

1.2.1 La definición más logica del riesgo de contaminación de las aguas subterráneas es concebirlo (Foster, 1987) como la
        interacción entre (Figura 3):

Figura 3
Esquema conceptual del riesgo de contaminación de aguas subterráneas
(modificada de Foster, 1987)

La interacción entre la carga contaminante y la vulnerabilidad del acuífero
determina el riesgo de que la contaminación penetre al acuífero.

(a) La carga contaminante que es, será, o pudiera ser aplicada al subsuelo como resultado de actividad
     humana.
(b) La vulnerabilidad del acuífero a la contaminación, debido a las características naturales de los
     substratos que se cubren y se separan de la superficie.

Esta es la base de la metodología presentada (Figura 0), pero las advertencias indicadas (Andersen, 1987) en relación a la aplicabilidad del concepto de vulnerabilidad de acuíferos a la contaminación deberían ser tomadas muy en cuenta.

1.2.2 Adoptando tal esquema podremos obtener una alta vulnerabilidad sin riesgo de contamínación, por la ausencia de una carga
        significativa de contaminantes, y viceversa. Ambos son perfectamente lógicos en la práctica. Aún más, la carga contaminante
        puede ser controlada o modificada, pero no la vulnerabilidad del acuífero.

1.2.3 El término vulnerabilidad del acuífero a la contamínación representa su sensibilidad para ser adversamente afectado por una
        carga contaminante impuesta. Es, en efecto, lo inverso a la capacidad de asimilación de contaminantes de un cuerpo receptor
        de agua superficial, con la diferencia que los acuíferos tienen una cubierta de substratos que proporciona una protección
        adicional.

1.2.4 El término riesgo de contaminación se define aquí como la probabilidad de que las aguas subterráneas se contaminen con
        concentraciones por encima de los valores recomendados por la OMS para la calidad de agua de consumo humano.

1.2.5 El hecho que este riesgo pueda convertirse en una seria amenaza a la calidad de abastecimento de agua subterránea ya
        desarrollado o por desarrollar, dependerá de la movilidad de los contaminantes dentro del acuífero mismo (Figura 0). Las
        consecuencias, en términos de costos de medidas correctivas y de salud humana, son temas complejos (Haimes, 1984,
        Foster y Foster, 1987) y se consideran fuera de consideración en este tipo de determinación.

1.3 Importancia de la Zona No Saturada

1.3.1 La zona no saturada merece especial atención ya que ella representa la primera y más importante defensa natural contra la
        contaminación de las aguas subterráneas (Matthess et al, 1985; Foster, 1985a). Esto no es solamente por su posición
        estratégica entre la superficie y la napa freática sino también porque su ambiente es generalmente más favorable para la
        atenuación y eliminación de los contaminantes (Figura 1).

1.3.2 El flujo de agua en la zona no saturada es normalmente lento y se restringe a los poros más pequeños con mayor superficie
        especifica. La condición química es normalmente aeróbica y frecuentemente alcalina.

1.3.3 Por esto, en la zona no saturada encontraremos un mayor potential para:

(a) Intercepción, sorción y eliminación de bacteria y virus.

(b) Atenuación de metales pesados y otros químicos inorgánicos a través de precipitacíón (como carbonatos, sulfuros o
        hidróxidos), sorción o intercambio de cationes.

(c) Sorción y biodegradación de muchos hidrocarburos y compuestos orgánicos sintéticos.

Sin embargo, el flujo de agua en la zona no saturada puede ser complejo y su capacidad para atenuar los contaminantes dificil de predecir.

1.3.4 Es importante apreciar que pueden ocurrir cambios marcados en el comportamiento de algunos contaminantes si la actividad
        genera suficiente carga orgánica o ácida para producir una variación significativa en el Eh o pH en la zona.

1.3.5 Adicionalmente, en el caso de contaminantes persistentes y móviles, la zona no saturada simplemente causa un gran retardo
        en su llegada a la napa freática, sin ninguna atenuación beneficiosa.

1.3.6 El grado de atenuación de muchos contaminantes dependerá del tiempo de recorrido o residencia en la zona no saturada, que
        a la vez puede ser estimado por sus características hidráulicas.

1.3.7 La zona no saturada está formada por partículas sólidas, poros llenos de aire y de agua en proporción constantemente variable. El flujo no saturado se rige por la Ley de Darcy que, en dirección vertical, puede ser escrita en la siguiente forma:

donde vx es la velocidad de flujo, 0 el contenido de humedad, 8 h/8 x la gradiente hidráulica no saturada y K( 0) la conductividad hidráulica no saturada que es tina función del contenido de humedad.

1.3.8 El contenido de humedad y la conductivídad hidráulica vertical no saturada son funciones del potencial hídrico del suelo, que
        es consecuencia de la afinidad del agua para superficies sólidas y es controlado por la distribución del tamaño de los poros.
        En el caso de formaciones heterogéneas, y especialmente en rocas fisuradas, la variación puede ser dramática ya que los
        macroporos y fisuras pueden retener y conducir aqua solamente a muy bajo potencial hídrico.

1.3.9 Mientras que las tasas de flujo natural en la zona no saturada de casi todas las formaciones no exceden de 0.2 m/d a corto
        plazo, y menos aún promediadas a períodos más largos, la tasa del flujo de aqua y de la penetración de algunos
        contaminantes en formaciones fisuradas pueden estar en un orden de magnítud más alto, cuando existe una carga hidráulica
        artificial. Este es un factor clave en la determinación del riesgo de contaminación de las aguas subterráneas por
        contaminantes microbiológicos y biodegradables.

1.3.10 Aunque simplista, es normalmente razonable asumir que, bajo condiciones naturales, el tiempo de residencia en la zona no
          saturada es una función de la tasa de infiltración anual por precipitación y del promedio del contenido de humedad de la
          zona, que alcanzará la retención especifica después de un drenaje prolongado. Puesto que esta última función varía muy
          poco entre las diferentes formaciones geológicas comparadas con las variaciones climáticas de la infiltración anual. por
          precipitación, las tasas del flujo en la zona no saturada variarán principalmente según el clima (Figura 4).

Figura 4
Estimación del tiempo de recorrido en la zona no saturada
(Foster, 1985a)

Los estimados se basan e cálculos simplificados bajo condiciones
de precipitación nutural y fuerte recarga artificial. Ya que las variaciones de I y Kv
son mucho más grandes que aquellas de Sr y Ø, es evidente que, para un grosor
dado de la zona no saturada, el tiempo de recorrido es predominantemente controlado
por J y por Kv en los casos respectivos. Las grandes reducciones en tiempo de
recorrido en la presencia de recarga artificial son también aparentes.

1.3.11 Se puede obtener una indicación de la reducción del tiempo de recorrido de la zona no saturada con aumento en la carga
          hidráulica asumiendo que, bajo condiciones de alta recarga artificial, será una función de porosidad efectiva y conductividad
          hidráulica vertical saturada. Aunque este caso sólo se alcanza bajo condiciones especiales, demuestra (Figura 4) que en la
          mayoría de formaciones geológicas, con la excepción de finos sedimentos no consolidados, los tiempos de recorrido son
          radicalmente redcidos.

1.3.12 A pesar de la importancia del factor climático y su influencia en los tiempos de residencia en la zona no saturada, es más
          lógico tratar la carga hidráulica, incluyendo el componente natural de la infiltración por precipitación, como parte de la carga
          contaminante en consecuencia de la alta recarga hidráulica artifícal asociada con muchas actividades contaminantes.

1.3.13 Aún más, mientras que la presencia de tasas bajas de infiltración natural reducirán el riesgo de lixiviacíón de residuos
          sólídos dispuestos en el suelo en climas áridos, también ocasionará una menor dilución de la contaminación de otras
          fuentes.

1.4 Función de los Suelos

1.4.1 La mayoría de los procesos que causan la atenuación y eliminación de contaminantes en el subsuelo son mucho más activos
        en la zona del suelo biológicamente activa (Figura 1), como resultado de su mayor contenido de arcilla y materia orgánica, y
        de su población bacteriana mucho más grande.

1.4.2 Las características de esta zona influenciarán grandemente en la escala de lixiviación de nutrientes y pesticidas de una
        actividad agrícola dada y en la neutralización de una deposición ácida aérea.

1.4.3 Sin embargo, en muchas fuentes puntuales de contaminación, la carga contaminante al subsuelo es aplicada bajo esta zona,
        en la base de excavaciones tales como pozos, zanjas, lagunas, sumideros y canteras, y la capacidad de atenuación de esta
        zona no contribuye a la reducción de la vulnerabilidad del acuífero.

1.4.4 Así, es preferible no incorporar la capacidad de atenuación del suelo a la vulnerabilidad del acuífero (Foster, 1987), pero hay
        que tomarlo en cuenta indirectamente cuando se estime la carga contaminante al subsuelo de diversas fuentes de
        contaminacíón dispersa.

2.1 Estrategia de Determinación del Riesgo

2.1.1 En vista de la complejidad de los factores que afectan el transporte de los contaminantes en las aguas subterráneas, de la
        importancia potencial de factores muy detallados y de la singularidad de cada situación de campo o área de evaluación, sería
        lógico tratar cada actividad contaminante en un ambiente hidrogeológico dado a mérito individual y llevar a cabo
        investigaciones independientes para evaluar el riesgo de contaminación (Foster, 1987).

2.1.2 Sin embargo, el costo de investigaciones hidrogeológicas e hidroquímicas es relativamente alto y un simple y económico
        (pero consistente) procedimiento para determinar el riesgo de contaminación de aguas subterráneas se requiere inicialmente
        (Cuadro 2), para prioritízar las investigaciones posteriores en campo. La determinacíón del riesgo de contaminación de aguas
        subterráneas debería ser un elemento de un esquema más amplio para la evaluación y administración del recurso hídrico
        subterráneo (Figura 5).

2.1.3 El requerimiento de un procedimiento simple también emana de los limitados presupuestos y recursos humanos
        generalmente disponibles para el planeamiento y ejecución de programas de protección de acuíferos, a menudo resultante de
        la dividida responsabilidad institucional por las aguas subterráneas.

2.1.4 La determinación debe ser diseñada para que pueda llevarse a cabo en forma relativamente rápida con recursos humanos
        limitados, y en muchos casos utilizando datos básicos recolectados para otros propósitos.

2.1.5 Estos datos generalmente no están todavía publicados, sino que se encuentran en archivos de diferentes organizaciones y,
        algunas veces, poco ordenados. Normalmente sería necesario un limitado reconocimiento de campo para confirmar y ampliar
        datos existentes, pero no se contempla el muestreo ni el análisis de efluentes, pozos y suelos, ya que sería muy costoso y
        requeriría de mucho tiempo.

2.1.6 La metodología también puede ser aplicada en el caso que el objetivo sea evaluar el riesgo de contaminación causada por una
        actividad futura. Esto es, que puede ser usada en el contexto de un estudio global del impacto ambiental (Covello et al, 1985).

2.1.8 La determinación del riesgo debería servir al menos para ídentificar los acuíferos, o partes de acuíferos, más vulnerables, y
        determinar las actividades causantes del máximo riesgo de contaminación en estas áreas. De esta manera, la determinación
        servirá para llamar la atención sobre estas actividades y establecer prioridades para la investigación y el monitoreo de campo.

2.2 Selección de la Zona y Escala de Estudio

2.2.1 Se reconocen distintos niveles para la evaluación del riesgo de contaminación de las aguas subterráneas (Cuadro 2). El
        requerimiento más común parece ser la evaluación sistemática del riesgo existente en extensas áreas urbanas, generalmente
        en la escala de 1:50,000 ó 100,000 (II en el Cuadro 2) .

2.2.2 En algunos países, estados o provincias, puede existir la necesidad de llevar a cabo un reconocimiento más amplío a mayor
        escala, por decir 1:250,000 0 500,000 (I en el Cuadro 2). En alguno s casos, la metodología podría ser tan simple como
        aquella que se muestra en la Figura 6, que requeriría solamente de datos cualitativos de las condiciones hidrogeológicas y
        fuentes de carga contaminante, pero en la mayoría de los casos, sería deseable clasificar la vulnerabilidad a la contaminación
        del acuífero y determinar la carga contaminante al subsuelo.

2.2.3 Los límites del área de evaluación pueden ser definidos con criterios físicos, políticos o económicos (WHO, 1982). Cada cual
        tiene sus méritos. En términos científicos, es preferible definir el área de evaluación en base física que tenga que ver con el
        acuífero entero 0 una subcuenca de aguas subterráneas dentro de un acuífero.

2.2.4 La definición del área de evaluación debería también ser considerada en relación a otros factores, tales como problemas
        conocidos o sospechados de contaminación, ó distribución de fuentes de agua subterránea desarrolladas o designadas.

2.2.5 La selección del área dependerá considerablemente del nivel y de la escala del estudio que se está llevando a cabo. Estudios
        a escalas menores que 1:100,000 considerarán un acuífero entero o una subcuenca de aguas subterráneas dentro de un
        acuifero, mientras que estudios de reconocimiento a escalas mayores de 1:250,000 incluirán varios acuíferos.

2.2.6 En muchos casos , la determinación del riesgo de contaminación será seguida por un estudio más detallado de las
        condiciones hidrogeológicas y de la carga contaminante, incluyendo el muestreo y el análisis de aguas subterráneas y
        efluentes, y en muchos casos, la perforación de Pozos de investigación y monitoreo (III-IV en el Cuadro 2).

Figura 6
Nivel más simple de estimación del riesgo de
contaminación de las aguas subterráneas

2.2.7 Una innovación en la modelación matemática de la contaminación de aguas subterráneas, comprende la asignación de
        probabilidades estadísticas para aquellos parámetros y factores que afecten el transporte de contaminantes, y la
        determinación del modo cómo estas probabilidades interactúan para determinar el riesgo de contaminación usando técnicas
        estocásticas (Schwartz, 1977). Sin embargo, si se desea obtener resultados útiles, este método sólo puede ser aplicado
        donde ya exista un detallado conocimiento de la hidrodinámica del acuífero.

2.3 Requerimientos de Personal

2.3.1 El procedimiento propuesto requiere de dos profesionales calificados, un hidrogeólogo o ingeniero en aguas subterráneas y
        un ingeniero sanitario ó un científico ambiental, apoyado por personal auxiliar no calificado con una oficina base y transporte
        de campo. Uno de los dos profesionales debería ser nominado como jefe de grupo.

2.3.2 Estos dos profesionales pueden pertenecer a diferentes instituciones, pero se requerirá de una estrecha comunicación para
        producir una buena evaluación.

2.3.3 Siguiendo la metodología aquí presentada, tal equipo debería completar una evaluación dentro de un período de 2-12 meses,
        dependiendo del tamaño y complejidad del área de evaluación.

2.3.4 Aunque el procedimiento está simplificado, será necesario para el personal profesional tener un conocimiento básico y cierta
        experiencia práctica en la contaminación de aguas subterráneas porque tendrán que desarrollar la habilidad de clasificar
        algunos componentes de la vulnerabilidad del acuífero y la carga contaminante en base a la limitada información.

2.4   Adquisición de Datos Básicos

2.4.1 La determinación del riesgo de contaminación normalmente se llevará a cabo en áreas que abarquen recursos importantes de
        aguas subterráneas, que estén sujetas a un desarrollo urbano, industrial y/o agrícola. Por consiguiente, es probable que
        existan estudios previos de la distribución de aguas subterráneas y que los datos relevantes hayan sido compilados. Esto
        ayudaría considerablemente en la adquisición de datos básicos.

2.4.2 La determinación contempla utilizar, en to posible, datos normalmente existentes y a minimizar la necesidad de programas de
        trabajo de campo. Muchos de los datos básicos requeridos para la evaluación están disponibles en varios departamentos y
        agencias de gobierno y el procedimiento se basa esencialmente en tales datos.

2.4.3 Gran parte de la información requerida para el procedimiento puede ser archivada en versión borrador y no clasificada o
        procesada. En este caso, tendrá que hacerse un esfuerzo considerable para compendiar, procesar y clasificar estos datos.

2.4.4 Es posible que sea muy difícil determinar cuáles son los datos esenciales. Existe el peligro de omitir alguna información
        importante si no se hace un cuidadoso análisis, pero, por otro lado, los requerimientos de esfuerzo humano aumentan
        considerablemente si muchos datos sin importancia se recuperan y procesan.

2.4.5 Durante el proceso de compílación, todos los datos coleccionad os tendrán que ser organizados, evaluados mediante revision
        y discusíón, y verificados cuando sea necesario. Este proceso ayudará a identificar aspectos con insuficientes datos, ya que
        no toda la inform ación necesaria se puede obtener siempre a través de agencias del gobierno.

2.4.6 Para obtener información adicional, frecuentemente se tendrá que entrevistar personal no estatal de sectores industriales o
        agrícolas. Tal proceso requiere de mucho tiempo y se tendrá que pacer un balance entre la necesidad de contar con los datos
        y el esfuerzo requerido para obtenerlos.

2.4.7 Las fuentes de todos los datos usados deberían ser mencionadas en el informe de evaluación para permitir su futura
        verificación y ampliación (WHO, 1982). La confiabilidad de los datos debería ser estimada en la medida de lo posible por
        medio de una verificación con información de otras fuentes.

2.4.8 Inevitablemente existirán deficiencias en los datos básico y a menudo se tendrán que pacer supo siciones subjetivas para
        completar el procedimiento. Esto es aceptable en este tipo de metodología, siempre y cuando todos los datos deficientes
        estén claramente indicados en el informe y sean usados para evaluar la precisión de la determinación y qúe sirvan como guía
        de prioridades para el mejoramiento de los datos básicos (WHO, 1982).

2.4.9 La autorización para el acceso a los datos básicos debería ser obtenida de los departamentos correspondientes del gobierno
        y de empresas privadas, ya que es importante fomentar un espíritu de cooperación entre el equipo de evaluación y aquellos
        que proveen datos básicos (WHO, 1982). Tal cooperación facilitará la recolección de datos más completos y precisos, y así
        se establecerá una colaboración que es fundamental para la implementación futura de posibles medidas de control de la
        contaminación.

3.1  Clasificacíón de las Actividades Contaminantes

3.1.1 Se le debe dar mucho más consideración a la carga contaminante al subsuelo generada por actividades humanas en la
        superficie. Aunque hay un amplio rango de actividades humanas que generan cierta carga contaminante, a menudo se
        encuentra que sólo unas pocas son responsables por el máximo riesgo de contaminación de aguas subterráneas en un área
        dada.

3.1.2 Habría que obtener mejor información para permitir una evaluación más precisa del riesgo de contaminación de less aguas
        subterráneas, y pares definir medidas efectivas pares controlar los componentes más peligrosos de la carga contaminante.

3.1.3 La caracterización inadecuada de la carga contaminante al subsuelo ímpide en gran manera la investigación detallada de
        episodios de contaminación de aguas subterráneas y de la predicción de la futura calidad de aguas subterráneas resultantes
        de tales episodios. El llamado "input factor" es invariablemente uno de los que no se pueden definir
        adecuadamente en los modelos subterráneas.

3.1.4 Una lista de actividades potencialmente generadoras de carga contaminante al subsuelo se presenta y clasifica en el Cuadro
        3. Algunas de estas actividades que causan un serio riesgo de contaminación en naciones en desarrollo son comparables a
        aquellas presentes en países altamente industrializados, pero otras son diferentes.

3.1.5 Es fundamental la división entre la contaminacíón por fuentes puntuales (que son fáciles de identificar) y por fuentes difusas.
        Así también, es importante la subdivísión entre las actividades en las que la generación de la carga contaminante al subsuelo
        es parte integral de su diseño, y de aquellas en less que el componente es incidental o accidental, especialmente
        considerando su implicación para la prevención y control de contaminación.

3.1.6 Aunque algunos informes existentes proporcionan estimados de la descarga al ambiente de industrias específicas y
        presentan resúmenes de datos actuales de descarga a cursos de aguas y/o al aire (e. g. WHO, 1982), ninguno se dirige al
        problema de caracterización de la carga contaminante al subsuelo.

3.2  Requerimientos Optimos

3.2.1 Desde un punto de vista teórico, se necesita establecer cuatro características semi-índependientes de la carga contaminante
        al subsuelo (Foster, 1987) pares cada actividad contaminante:

Cuadro 3
Resumen de  actividades potencialmente generadoras de
carga contaminante al subsuelo

(a) La clase de contaminante involucrado.

(b) La intensidad de la contaminación.

(c) El modo de disposición en el subsuelo.

(d) El tiempo de aplicación de la carga contaminante.

Cada una de estas características depende de dos o más factores, cuyos estimados permitirían clasificar los componentes contaminante en una escala relativa de 0-1 (Figura A-B).

3.2.2 La clase (s) de contaminante(s) involucrado(s) en una actividad contaminante o episodio de contaminación dado, puede(n) ser
        definida(s) (Figura 7A) por:

(a) Su tendencia hacía la degradación o transformación in-situ, como resultado de actividad bacteriológica o reacción
     química.

(b) Su tendencia hacia el retardo con respecto al flujo de agua subterránea como resultado de procesos como
     intercambio de cationes, sorción, etc.

Estas propiedades variarán ampliamente para muchos contaminantes según las características litológicas del medio geológico involucrado, pero lo que es de interés es su posición relativa de la carga

3.2.3 Se puede definir la intensidad de la contaminación (Figura 7B) por*.

(a) La concentración relativa de cada contaminante involucrado en relación a los valores recomendados por la OMS
     para la calidad de agua potable.

(b) La proporción de la recarga local del agua subterránea afectada por la contaminación.

3.2.4 Se puede definir el modo de disposición del contaminante al subsuelo (Figura 7C) por:

(a) La carga hidráulica asociada con el contaminante, incluyendo infiltración natural de precipitación.

(b) La profundidad bajo superficie a la que el efluente es descargado o dónde la lixíviación de residuos sólidos ocurre.

3.2.5 Se puede definir el tiempo de aplicación de la carga contaminante (Figura 7D) considerando;

(a) La probabilidad que el contaminante sea descargado al subsuelo, que en la mayoría de las situ aciones será alta,
    con la excepción del caso de accidentes ambientales.

(b) El período durante el cual se aplica la carga, también una amplia variación de horas a décadas.

3.2.6 Cada una de estas características interactúa con un diferente componente de vulnerabilidad de contaminación del acuífero, y
         estamínteracción determina el grado del riesgo de contaminación de las que mostrará aguas subterráneas. De esta manera,
         es difícil justificar los intentos para combinarlos dentro de un sólo índice que pretenda clasificar la carga contaminante al
         subsuelo.

3.3 Restricciones Prácticas

3.3.1 Dado el estado actual del conocimiento técnico y las restricciones económicas de los estudios de campo, no es posible
        obtener todos los datos ideales que se requieren. Sin embargo, estos requerimientos no deberían perderse de vista ya que
        pueden formar la base para un futuro estudio más detallado de la carga contaminante al subsuelo, incluyendo muestreo de
        efluentes, inspección de procesos, etc.

3.3.2 En el caso de plantas industriales, surgirán problemas por la dificultad para establecer cómo se descargan los efluentes. Esto
        sucede donde partes de un proceso industrial generan efluentes por separado, donde parte de la carga total del efluente está
        siendo removida del lugar por alcantarillado o por transporte a un lugar lejano de disposición, ó donde está siendo descargada
        al suelo a través de infiltración por lagunas, fosas, sumideros ciegos, etc.

3.3.3 En casos de cultivo agrícola y saneamiento sin alcantarillado en áreas de suelo permeable, no es fácil recolectar muestras de
        infiltración para análisis de lixiviados. Por este motivo los datos científicos disponibles para definir las concentraciones de
        contaminantes son muy limitados.

3.3.4 En relación a la clase de contaminante (Figura 7A), la retardación física y transformación química de contaminantes orgánicos
        son generalmente citados sólo para suelos netamente fértiles, alcalinos y aeróbicos. Aún en este caso, existe incertidumbre
        acerca del comportamiento de algunos compuestos orgánicos sintéticos. Es posible que los procesos de retardación y
        transformación sean significativamente más lentos o mínimos en:

(a) Suelos arenosos permeables presentes en superficial de muchos acuíferos.

(b) En la parte más profunda de la zona no saturada, especialmente en arenas de cuarzo homogéneo o rocas
    calcáreas, como resultado de sus contenidos de arcilla y carbón orgánico muy bajos, y mucho más pequeñas
    poblaciones bacterianas.

3.3.5 Por otra parte, la presencia de altas cargas orgánicas y/o acídicas en los efluentes pueden resultar en un cambio significativo
        de pH y/.o Eh en toda la columna de la zona no saturada, modificando radicalmente la posibilidad de retardación y/o
         transformación de contaminantes (Figura 7A) .

3.3.6 Como consecuencia de estas complicaciones, las contaminantes serán tradadas individualmente en un caracterizar la carga
        contaminante que generan al subsuelo.

Figura 7
Caracterización de los componentes de la carga contaminante al subsuelo
(A) Clase de contaminante, (B) Intensidad de contaminanción

(C) Modo de disposición del contaminante y (D) Duración de la carga contaminante

En cada caso se indica un índice comparativo del riesgo en ascenso.

3.3.7 En el caso de algunas fuentes difusas de contaminación, se pueden dar estimados semi-cuantitativos de la concentración de
        ciertos contaminantes persistentes en la recarga del agua subterránea utilizando varias asunciones simplificantes. En el caso
        de las fuentes puntuales, lo mejor que se puede obtener es un estimado del peligro potencial basado en la clase de
        contaminantes involucrados y la probable carga hidráulica asociada, dada la incertidumbre acerca de la concentración de
        contaminantes y su disposición en el subsuelo.

3.4 Determinación de la Carga Contaminante de Fuentes Dispersas

3.4.1 Areas Residenciales Urbanas

(a) La mayoría de las áreas urbanas presentan un panorama complejo de actividades humanas potencialmente
     contaminantes de las aguas subterráneas. Es esencial subdividir tales áreas de acuerdo a su manejo de aguas
     residuales para poder así intentar una evaluación correspondiente a la carga contaminante al subsuelo. Sin
     embargo, en la práctica, el cambio entre zonas será de forma irregular e inevitablemente la definición de los límites
     será, en cierta forma, arbitraria.

(b) La principal preocupación es la carga contaminante al subsuelo asociada con saneamiento sin alcantarillado,
    como fosas tanques y sépticos y letrinas, en áreas residenciales con una conexión del alcantarillado incompleta o
    nula. También se debe tomar en consideración que puede existir una industria de servicio pequeña escala
    generando una carga potencialmente contaminante.

(c) Se debe reconocer que los procesos de urbanización ejercen una gran influencia en los mecanismos de recarga
    del acuífero y la instalación de la red de aqua potable y/o de alcantarillado son muy significativos en este respecto.

(d) En situaciones donde (i) no existe saneamiento básico o (íi) se han desarrollado esquemas de alcantarillado en
    pequeña escala con tratamiento y disposición inadecuados, existirá algún riesgo de contaminación de aguas
    subterráneas. Sin embargo, sin una investigación específica es imposible determinar este riesgo. La carga
    contaminante al subsuelo asociada con la urbanización disminuirá grandemente si es que el área tiene un buen
    sistema de alcantarillado bien diseñado y cuidadsamente operado. Puede ocurrir alguna contaminación como
    resultado de rupturas y fugas de cloacas, lo que s siempre difícil de determinar. Ya que la misma área
    normalmente estará sujeta simultáneamente a tasas mucho más altas de fugas de la red de agua potable, la
    dilución será generalmente suficiente para que cualquier problema residual será de escala muy local.

(e) En estudios de amplia escala no será posible evaluar la carga contaminante al subsuelo generada por
     urbanización pero se le puede asignar un riesgo potecial a base de (i) la extensión cubierta por alcantarillado y (ii)
     el número de habitantes (Cuadro 4)

(f) Para estudios más detallados, los factores principales que afectan la escala   el carácter de la carga contaminante
    al subsuelo por saneamiento in situ (Lewis et al, 198, Foster, 1985b) se resumen en el Cuadro 4B. Los principales
    componentes de la carga son (i) nutrientes y sales, (ii) bacterias patógena y virus, y (iii) compuestos solubles
    orgánicos, incluyendo trazas de algunos químicos sitéticos.

Cuadro 4
Factores que afectan (A) la catería de peligro potencial y
(B) la carga contaminante al subsuelo debido a saneamient I-Situ

(g) En el primero de estos grupos, es posible hacer un estimado semi-cuantitativo de la concentración (C) en la
    recarga del agua subterránea para aquellos constituyentes como nitrato y cloro que pueden ser considerados como
    contaminantes móviles persistentes. El   estimado se basa en la ecuación:

    C =            1000   a   Af       
                   0.36  AU   +  10  I

    dónde a es el contenido de N0₃-N o Cl en excrementos (4 y 2 kg/cap/a respectivamente).

(h) Existe gran incertidumbre sobre la proporción del nitrógeno depositado (f) que será oxigenado y lixiviado en la
     recarga del agua subterránea. Se considera posible un rango de 20-60% (0.2-0.6) (Walker et al, 1973; Kimmel,
    1984; Thomson & Foster, 1986). El valor actual dependerá del uso de agua per cápita, de la proporción de pérdidas
    volátiles de compuestos nitrogenados y de nitrógeno que se extraerá durante la limpieza. Todo esto variará con el
    tipo de instalación involucrada. También puede existir cierta incertidumbre sobre la estimación de la tasa de
    infiltración natural por exceso de precipitacíón.

(i) Sin embargo, es evidente que se presentan problemas de contaminación con nitratos (Figura 8), especialmente
   donde el use del agua es bajo y/o la densidad poblacional es alta. Elevadas concentraciones ocurrirán en aquellas
   regiones áridas con bajo uso de agua per cápita.

(j) El saneamiento in-situ también ocasiona una carga al subsuelo que contendrá grandes poblaciones de organismos
    de coliformes fecales (en exceso de 106FC/100 ml) y números variables de organismos patógenos dependiendo en
    la salud de la población.

(k) El riesgo de contaminación de las aguas subterráneas presentado por este componente de carga contaminante
    dependerá en alto grado del tipo de instalación sanitaria, ya que esto determinará la carga hidráulica asociada y la
    profundidad de descarga bajo la superficie (Figura 9).

(l) El impacto en los acuíferos también dependerá principalmente de la densidad poblacional y de la extensión urbana
   que controlará el potencial de dilución. El clima influirá en la sobrevivencia de patógenos, que durarán más tiempo
   en condiciones húmedas que en condiciones áridas.

(m) Los cementerios en que los cadáveres son enterrados en el suelo, son una adicional fuente potencial de
     contaminación patógena del agua subterránea en áreas residenciales y deberían ser incluidos en el listado de
     actividades contaminantes (Pacheco, 1986).

Figura 8
Estimación de la carga potencial de NO₃-N en la recarga de
aguas subterráneas en áreas de saneamiento IN-SITU

   Figura 9
Variación del modo de disposición de efluentes por diferentes
unidades de saneamiento IN-SITU

Aquellos con la carga hidráulica más alta y/o descarga más profunda
constituyen la máxima amenaza de contaminación microbiológica y
orgánica de las aguas subterráneas

(n) Los efluentes de saneamiento in-situ tendrán elevadas concentraciones de carbón orgánico disuelto (COD),
     posiblemente incluyendo algunos compuestos que podrían penetrar a los acuíferos y generando haloformos
     tóxicos durante la clorinación de abastecimientos del agua subterránea, y otros relativamente persistentes como
     detergentes que también pueden causar problemas.

(o) Es difícil diagnosticar si alguna parte de esta carga de carbón orgánico contiene compuestos halogenados
     sintéticos. Estos probablemente están presentes en áreas residenciales de alto status económico, ya que en
     ellas se utilizan solventes, desinfectantes y desodorantes.

(p) Habrá posible presencia de compuestos tóxicos sintéticos (especialmente benzeno, clorobenzenos, tricloetileno,
     tetracloroetileno) en los efluentes de áreas residenciales que gozan de estaciones gasolineras, pequeños talleres
     de automóviles, lavanderías y tintorerías (Cuadro 5). El almacenamiento de químicos y combustibles en las
     actividades arriba mencionadas también presentará riesgos para las aguas subterráneas.

(q) En áreas urbanas existen innumerables pozos de abastecimiento de agua que han sido abandonados. Si éstos no
     se han sellado apropiadamente, podrían ser usados ilegalmente como lugar de disposición de residuos, surgiendo
     de esta manera altos riesgos de contaminación de aguas subterráneas (Figura 8). En consecuencia, estos pozos
     también tienen que ser registrados en el listado de actividades a instalaciones potencialmente contaminantes.

(r) Otro problema de una contaminación difusa de aguas subterráneas es la movilización de metales pesados
    (especialmente cobre y aluminio) como resultado de precipitaciones ácidas causadas por contaminación aérea.
     Los más susceptibles en este respecto son los acuíferos no calcáreos en extensas áreas viento abajo de grandes
     ciudades industriales.

3.4.2 Uso Agrícola del Suelo

(a) El cultivo y manejo agrícola del suelo ejerce una gran influencia en la calidad de las aguas subterráneas y tienen un control muy
     importante en las tasas de recarga de acuífero.

(b) Algunas prácticas de uso del suelo son capaces de causar una seria contaminación difusa de las aguas subterráneas por
     nutrientes y/o pesticidas, especialmente en áreas con suelos de poco espesor, de buen drenado y/o textura arenosa (Foster et
     al, 1986; Vrba & Romijn, 1986; Lawrence & Foster, 1987), y un aumento de la salinidad de las aguas subterráneas
     especialmente en las regiones mas áridas (Bouwer, 1987). En este subcapítulo se considera la evaluación de estos aspectos,
     pero no la disposición de efluentes por crianza intensiva de animales que se incluye bajo la agroindustria.

(c) Los factores que determinan la tasa de lixiviación de compuestos nitrogenados y sales de los suelos cultivados son complejos.
     Los controles principales son enumerados en la Figura 10. En el Cuadro 6 se da una lista completa de compuestos fertilizantes
     comúnmente utilizados. El alcance más lógico es considerar el suelo como parte del sistema de producción agrícola, a intentar
     caracterizar la carga contaminante lixiviada que se infiltra al agua subterránea.

(d) Varios de los factores son muy difíciles de determinar, especialmente la proporción de drenaje artificial y (en donde se aplique)
     las tasas de irrigación an exceso. Sin embargo, el factor más desconocido es la cantidad de nitratos y pesticidas lixiviados, que
     es una función compleja de la interacción entre el régimen climático y de irrigación con el sistema de suelo-cosecha.

Cuadro 5
Características químicas de efluentes de lavanderias y talleres de
automóviles que generalmente se encuentran en cualquier área urbana
(compilado de US-EPA, 1980)

Figura 10
Estimación de la carga contaminante en la recarga de
aguas subterráneas bajo tierras de cultivo

Los principales factores que influyen en el índice de lixiviación de nitratos (f) y de un
compuesto pesticida dado (b), también se indican en términos cualitativos. Para
cloruros, el valor de f puede ser asumido para que se aproxime a 1.0.

Cuadro 6
Resumen de la características de los principales fertilizantes agrícolas
(compilado de Vrba & Romijn, 1986)

(e) Es conveniente expresar esta lixiviacíón en términos de proporción de pérdida de peso aplicado; aunque en el caso
    de los fertilizantes, se debe notar que el nitrato lixiviado se deriva de la acumulación de nitrógeno total en el suelo y
    solamente una menor parte se deriva directamente del fertilizante aplicado en un año dado. Aún más, en el caso de
    nutrientes, la lixiviación ocurrirá cuando ningún fertilizante haya sido aplicado y/o el suelo sea barbecho. También|
    puede ser significativa la cantidad de nutrientes lixiviados de la vegetación natural en climas áridos.

(f) Se pueden obtener estimados muy aproximados y simplificados de la proporción de pérdida de la Figura 10. La
    concentración CF (en mg/1) de un contaminante persistente y móvil (como Cl y N0₃) lixiviado de suelos agrícolas
    se puede expresar por.

     C_F   =       Ff    
                    100 I

   donde I (mm/a) es la infiltración local debido al exceso de precipitación a irrigación y Ff (kg/ha/a) es la tasa de
   lixiviación del contaminante. Se puede usar un promedio ponderado de C_F donde less diferentes prácticas de cultivo
   son mixtas especialmente en un área limitada.

               donde CB es la concentración del pesticida lixiviado en g/1.

(m) El reuso de aguas residuales para riego en agricultura es una práctica común que va en aumento, especialmente
      en las regiones más áridas. Si la fuente predominante de irrigación son las aguas residuales, esto resulta en un
      exceso de nutrientes y sales para los requerimientos de los sembríos. Se puede estimar la concentración
      resultante de nitrógeno (como N0₃ o NH₄) y cloruro en infiltración (Figura 11). Adicionalmente, existe el riesgo de
      penetración de patógenos fecales y trazos de compuestos orgánicos bajo ciertas condiciones (Geake et al,
      1986).

(n) Para estudios de amplia escala que cubren grandes áreas de terreno, no será posible considerar la carga
     contaminante al subsuelo derivado del uso agrícola de los suelos. Se recomienda para tales propósitos que se
     distingan tres niveles de péligro potencial:

(i) Alto, para las áreas de producción agrícola intensiva y modernizada en suelos bien drenados.

(ii) Bajo, para cosechas tradicionales o áreas extensas de pastoreo.

(iii) Moderado, para otros tipos de use agrícola del suelo.

Capítulo 7
Resumen de las características de los principales grupos
de plaguicidas agrícolas

(compilado de Vrba & Romijn, 1986)

Figura 11
Estimación de carga potencial de NO3-N y CL en la recarga de agua
subterránea bajo tierras áridas de cultivo irrigadas con aguas residuales
(compilado de Foster, 1985b)

Se asume que el agua residual es la única fuente de irrigación, que las precipitaciones
son mínimas, que las cantidades indicadas de N utilizado son las del exceso de N generado
por la mineralización en el suelo, y que no hay pérdidas por desnitrificación.

Para establecer tales categorías será necesario haber hecho una zonificación agroclimática basada en tipos de cosecha, prácticas de irrigación, etc., y una clasificación del suelo a la escala correspondiente.

3.5    Determinación de la Carga Contaminante de las Fuentes Puntuales

3.5.1 Actividad Industrial

(a) Altas concentraciones de contaminantes y algunas prácticas de disposición hacen que los efluentes y residuos industriales
     sean de gran importancia en la evaluación de la carga contaminante al subsuelo (Zoetmann et al, 1981; Kimmel, 1984; Cavallar
     et al, 1985; Guzman-Rios et al, 1986; Lawrence & Foster, 1987). Sin embargo, debido a su extrema diversidad y a los
     obstáculos comunes para obtener una información precisa sobre los procesos, es difícil generalizar sobre actividades
     industriales, y prescribir métodos simples y confiables para la caracterización de esta carga.

(b) Para caracterizar la carga contaminante al subsuelo, se necesita información sobre dos factores: (i) la cantidad del efluente o la
     parte que llegue al subsuelo y (ii) la calidad de este efluente.

(c) Generalmente, se estima el volumen del efluente generado por una actividad industrial dada con una adecuada confíabilidad, a
     partir de la cantidad de agua utilizada, que normalmente se puede obtener por la medición de suministro de agua y/o de la
     capacidad de rendimiento de pozos de la misma empresa industrial. En la mayoría de las industrias, aparte de las que
     manufacturan productos líquidos, esto dará un estimado confiable del volumen total del efluente porque el consumo es menor.
     En el Cuadro 8 se dan ejemplos ilustrativos de la generación de efluentes.

(d) Sin embargo, es mucho más difícil establecer qué proporción del efluente total infiltrará al subsuelo, ya sea accidental,
     incidental, o de liberadamente. si la industria estuviera localizada en un área sin alcantarillado, entonces es probable que toda la
     disposición del efluente vaya directamente al suelo, a menos que haya una evidencia definitiva de que los efluentes
     concentrados están siendo transportados fuera del lugar. Si el área industrial goza de alcantarillado, será necesario solicitar a
     las autoridades respectivas que establezcan sí la descarga Por alcantarillado se limita a los efluentes sanitarios o sí también
     incluye efluentes de procesos industriales. Sí la zona industrial está localizada a to largo del río, será probable que las
     descargas se hagan en las aguas superficiales.

(e) Esta sección concierne, primeramente, a la disposición del efluente industrial. Sin embargo, muchas industrias utilizan lagunas
     para el almacenamiento o concentración de líquidos y efluentes, y en algunos casos disponen sus residuos sólidos en el
     mismo lugar. Las fugas de tanques y tuberías de sustancias

Cuadro 8
Resumen del volumen de efluentes industriales y requerimientos para su
tratamiento en el gran Sao Paulo en 1977

(datos no pulicados de CETESB, Sao Paulo, Brasil)

    tóxicas, como los drenajes de patios industriales contaminados, son también fuentes comunes de contaminación de las aguas
    subterráneas. Es más conveniente considerar estos aspectos como parte de la actividad industrial pero la determinación del
    riesgo asociado es compleja y se considera fuera del enfoque de esta metodología ya que requiere de una inspección detallada
    del lugar sobre las prácticas de manejo y manipuleo de químicos. Sin embargo, los tipos de químicos presentes en una zona
    industrial dada se puede juzgar por la información presentada.

(f) Se debe enfatizar que, en el caso de la carga contaminante al subsuelo, no son necesariamente las industrias más grandes y
     sofisticadas las que presentan la máxima carga contaminante al subsuelo y el más alto riesgo de contaminación de las aguas
     subterráneas. Esto es porque el manipuleo de químicos y efluentes, y las prácticas de su disposición, se controlan y
     monitorean cuidadosamente. De igual o mayor preocupación son las pequeñas empresas ya que ellas están ampliamente
     diseminadas y a menudo usan cantidades considerables de contaminantes tóxicos y sus prácticas de disposición de efluentes
     están poco controladas.

(g) La estimación de la calidad del efluente, o la parte de los fluidos de procesos o efluentes industriales que probablemente son
     descargados al subsuelo, presentan considerables problemas por;

(i) La gran variedad de actividades industriales.

(ii) La considerable variación en el nivel tecnológíco de cualquier industria.

(iii) La extrema y errática variación temporal en las concentraciones de constituyentes tóxicos en los efluentes
      industriales

(iv) La amplia variación en el uso y eficiencia de los procesos de tratamiento para efluentes industriales, y la
     incertidumbre sobre su efectividad en la remoción de contaminantes potenciales de las aguas subterráneas.
      
(v)  La falta de un control de calidad y de análisis químicos de efluentes, incluyendo concentraciones de metales
      pesados y compuestos sintéticos orgánicos.

(vi) La falta de una adecuada información publicada sobre las características de efluentes para industrias
     representativas, especialmente aquellas que funcíonan en economías en desarrollo.

(vii) La amplía variedad de modos de manipuleo y disposición de líquidos y efluentes industriales, incluyendo la
      frecuente adopción de prácticas clandestinas.

(h) A pesar de estas limitaciones, se cree que efluentes no tratados pueden caracterizarse en términos no cualitativos con datos
     publicados (Lund, 1971; Nemerow, 1971) para las principales 22 categorías de industria (Cuadro 9). Se puede ilustrar la
     frecuencia relativa de tales categorías de industria con datos del estudio de la actividad industrial en el estado de Sao Paulo,
     Brasil (Cuadro 8).

(i) Aunque mucho ha sido publicado sobre procesos de tratamiento de efluentes industriales (Lund, 1971; Nemerow, 1971;
    Eckenfelder, 1976), no es fácil indicar mediante la información existente, a cuánto serán reducidas las concentraciones de
    contaminantes por una práctica dada de tratamiento (Cuadro 10). Para propósitos actuales es probablemente realista asumir que
    si se practica un avanzado tratamiento terciario, la concentración de contaminantes potenciales de aguas subterráneas en el
    efluente final será mínima. Sin embargo, en todos los otros casos, se debe asumir que concentraciones significativas estén
    presentes.

(j) Entre los métodos de disposición de efluentes industriales, los pozos de inyección muy profundos son un ejemplo en que la
    disposición final va deliberadamente al subsuelo. Esta práctica involucra riesgos de contaminación para cualquier acuífero a
    través del cual están perforados los pozos de inyección. La contaminación puede ocurrir debido a fugas a través de (o detrás de)
    los revestimientos de los pozos. Sin embargo, la eficacia del diseño y construcción de un pozo profundo de inyección puede
    establecerse solamente por pruebas especializadas.

(k) Una clasificación tentativa de actividades industriales en relación con su riesgo relativo para la contaminación de las aguas
    subterráneas, se puede basar en el tipo de industria y volumen de agua usada (Cuadro 11). Las prácticas de manipuleo de
    químicos en la industria, el tratamiento de efluentes y los manejos de disposición no son considerados, tomando en cuenta su
    dificultad de establecer por estudios superficiales.

(l) Sin embargo, se debe re-enfatizar que la determinación de la carga contaminante al subsuelo procedente de las actividades
    industriales, en el estado actual de conocimiento, es la más incompleta a insatisfactoria de todos los aspectos de esta guía.

3.5.2 Lagunas de Efluentes

(a) Está muy difundido el uso de lagunas para el almacenamiento, manipuleo, evaporación, sedimentación y oxidación de efluentes,
     derivados de sistemas de alcantarillado municipal o de actividades industriales, agroindustriales o mineras. Es mejor considerar
     lagunas pequeñas o estanques que se forman dentro de locales industriales y que están íntimamente ligados a los procesos
     industriales como parte del último y no por separado.

b) La gran mayoría de lagunas tienen una base de materíales naturales, impermeabílizados a cierto grado como resultado de la
    compactación del suelo y de la sedimentación. No obstante, tales condiciones normalmente permiten infiltración equivalente a
    10-20 mm/d y por to que las lagunas son una causa frecuente de contaminación de aguas subterráneas (Miller & Scalf, 1974).

Cuadro 9
Resumen de las características químicas e índices para tipos
comunes de actividad industrial
(compilado de BNA, 1975; DMAE, 1981; hACKMAN, 1978; Luin & Stackenburg, 1985;
Nemerow, 1963 & 1971, Mazurek, 1979; EPA, 1977 & 1980 y OMS, 1982;
y otros informes menores no publicados

Cuadro 10
Resumen de los procesos de tratamiento de efluentes industriales y su
capacidad para reducir grupos específicos de contaminantes
(compilado de Lund, 1971)

Cuadro 11
Categorías de peligro potencial para el agua subterránea
debido a actividades industriales

(c) Ningún material de costo razonable, disponible en la actualidad, permanece impermeable por largos períodos, especialmente si
     las lagunas contienen químicos corrosivos o son limpiadas intermitentemente. Así, se debe esperar alguna fuga en
     lagunas revestidas, aunque a tasas más bajas que aquellas arriba indicadas.

(d) La mayoría de las lagunas son poco profundas pero pueden ocupar áreas extensas. Su período de retención de líquidos varía
     ampliamente en el rango de 1-100 días, dependiendo de su función.

(e) Para caracterizar la carga contaminante al subsuelo generada por la presencia de tales lagunas, es necesario considerar dos
     factores semi-independientes:

(i) La cantidad del líquido descargado en la laguna.

(ii) Su calidad y cualquier cambio en la concentración de contaminantes que puede ocurrir durante la infiltración.

(f) La estimación de la infiltración de una laguna (o su carga hidráulica asociada) puede hacerse considerando el balance hidráulico
    del sistema (Figura 12) en la que la infiltración (IL) se expresa por:

I_L - F_i + P - E_v - F_o

    donde F_i y F_o son las entradas y salidas del aqua a la laguna, P la precipitación y E_v la evaporación libre, todos en unidades
    compatibles (mm/d o mm/a).

(g) En un sistema operacional, se encontrará a menudo dificultad para obtener las cifras relevantes. Un método más preciso es el
     de tomar medidas directas de los niveles de la laguna, durante períodos cuando las entradas son insignificantes y la evaporación
     mínima (normalmente durante la noche). Sin embargo, esto sólo se podrá realizar cuando sea posible un acceso y control del
     lugar.

Figura 12
Esquema del balance hidráulico de una laguna de efluentes

Aún si las lagunas tuvieran una base impermeable, la infiltración podría
ser considerable, especialmente bajo las bermas

(h) La caracterízación de la calidad de los líquidos infíltrantes de una laguna no es tarea fácil. En el caso de empresas industriales,
     agroindustriales o mineras, sería razonable asumir que los líquidos contienen muchos de los contaminantes normalmente
     asociados con la correspondiente actividad.

(i) En el caso de efluentes industriales, éstos son resumidos en la sección respectiva de este informe. Sin embargo, probablemente
    exista una fuerte retención de muchos contaminantes por los sedimentos de la laguna, especialmente patógenos y metales
    pesados, aunque estos últimos pueden ser móviles bajo algunas condiciones hidroquímicas.

(j) Las lagunas de estabilización de aguas residuales municipales normalmente contienen grandes cantidades de materia orgánica
    natural, grandes poblaciones de patógenos y altas concentraciones de nutrientes. Normalmente también incluirán efluentes de
    industrias de pequeña escala (tales como talleres de automóviles, lavanderías, tintorerías, procesadoras fotográficas, etc.), los
    que contribuirán algunos compuestos orgánicos sintéticos, como solventes y desinfectantes.

(k) Si las aguas residuales municipales incluyen efluentes de extensas áreas industriales, se pueden preveer concentraciones
     mucho mayores de sustancias tóxicas y/o de elevada salinidad. Algunos de estos compuestos que probablemente estén
     presentes, también pueden ser identificados desde la industriales de este informe.

(l) En términos cualitativos, sería posible evaluar el nivel de tratamiento en lagunas de aguas residuales municipales (Yanez, 1982)
    y, de esta manera, la calidad resultante de la carga contaminante al subsuelo (Kehew et al, 1984; Geake et al, 1988). En el
   Cuadro 12 se indica el comportamiento de los principales grupos de contaminantes. Se ha verificado la capacidad para la
   remoción de metales pesados bajo condiciones anaeróbicas (Hussainy, 1978) (Cuadro 13).

(m) También en el caso de lagunas será difícil determinar la carga contaminante al subsuelo sin investigación y monitoreo en
      campo. Se presenta una clasificación de peligro potencial (Cuadro 14), basada en los factores más fácilmente determinados. El
      grado en que este peligro se concretice en la práctica, dependerá de los detalles operacionales y de construcción de la laguna
      involucrada.

3.5.3 Disposición de Residuos Sólidos

(a) Un residuo sólido puede ser definido como cualquier sustancia residual que no tenga suficiente consistencia para fluir por sí
     mismo, no siendo útil en su forma original o para el proceso en que fue generado.

(b) Una estimación global de la tasa de generación de desperdicios en la Región de América Latina y el Caribe en 1984, dio como
     resultaado las siguientes cantidades para los sectores respectivos: agrícola, 214 MT/a; minera, 188 MT/a; municipal, 50 MT/a e
     industrial, 32 MT/a.

(c) La disposición de residuos sólídos es una fuente importante de carga contaminante al subsuelo (Miller & Scalf, 1974; Cherry,
     1983). Se debe considerar to siguiente.

(i) Cantidad de lixiviado : que será una función del contenido de humedad del residuo y su modo de disposición en
    el ambiente.

(ii) Composición del lixiviado : que se rá relacionado al origen del residuo ínvolucrado.

(d) Los principales factores responsables ears la generación del lixiviado se detallan en el Cuadro 15A. Esta tabla da también una
     clasificación simple de residuos por origen a indica la presencia potencial de contaminantes en base de cinco parámetros.

Cuadro 12
Comparación entre la calidad del efluente y la infiltración al agua
subterránea en una instalación para reuso de aguas residuales en Lima, Perú
(compilado de Geake et al, 1986)

(e) Existe una clasificación de tres clases industriales (CETESB, 1985): para residuos sólidos

(i) Clase I: Residuos peligrosos corrosivos, reactivos, tóxicos o patógenos y presentan riesgos para la salud pública
    cuando son manipulados y dispuestos inadecuadamente.

(ii) Clase II: Residuos reactivos que no Pertenecen a la Clase I o a la Clase III.

(iii) Clase III: Residuos inertes, sólidos de baja solubilidad, que generan un lixiviado dentro de las concentraciones
     recomendadas para el agua potable.

(f) La mayor dificultad en la determinación generada por disposición inadecuada de falta de información confiable sobre
    residuos. En muchos casos, el origen del residuo aún permanece desconocido. Este problema es más agudo en lugares donde
    una disposición clandestina de residuos ha sido o está siendo practicada. Un problema adicional es aquel en que las
    recomendaciones para una disposición sanitaria no pueden ser, o no han sido, implementadas.

(g) Para calcular el volumen probable de lixiviado (Figura 13) se requiere de un estimado de percolación que puede ser expresado
     por:

     Per  =  P  +  R  +  ES_i   -  ES_o - Ev_v  - S

     donde Per  =  infiltración (mm/a), P = precipitación (mm/a), R = irrigación (mm/a), Es_i  Es_o  =   escorrentía de agua superficial
     (i = entrada, o = salidad), Ev_v  = evapotrasporación actual, S = el cambio en la retención de agua en el suelo que puede ser
     generalmente tomada como igual a cero en balances de períodos largos.

Figura 13
Esquema del balance hidráulico de un relleno sanitario
En la práctica se pueden ignorar o simplificar numerosos parámetros
para alcanzar una estimación aproximada del volumen de lixiviado (L).

(h) El volumen de lixiviado (L) (Figura 13) será una función de la infiltración (Rev), el contenido y la retención de humedad del residuo
     y (LS):

     L  =  Per  +  B  -   B  -  LS

Cuadro 15
Principales factores que afectan (A) la carga contaminante al subsuelo y
(B) La categoría de peligro potencial para aguas subterráneas en lugares
de disposición de residuos sólidos al suelo

(i) Las dificultades en el estimado del volumen de lixiviado (L) se pueden reducir por varias simplificaciones. Se puede asumir que la
    humedad del drenaje en resíduos municipales es del 40%-50% de su peso. En climas áridos los residuos municipales pueden
    ser la única, pero aún significativa, fuente de lixiviado. Además, en lugares sin una cobertura efectiva del suelo, puede asumirse
    (CETESB, 1985) que el 25%-50% de P se infiltrará y será lixiviado.

(j) La composición del lixiviado dependerá del tipo de material del residuo, o en la asociación de materiales residuales en casos
    donde ocurran reacciones químicas dentro del mismo. Sí el origen del material del residuo es conocido, es posible hacer un
    estimado aproximado de la composición del lixiviado. La mayoría de los residuos municipales contiene solamente pequeñas
    cantidades de materiales peligrosos y el Cuadro 16 muestra composiciones típicas de lixiviado basada en datos para ciudades
    norteamericanas.

(k) Los residuos sólidos de origen industrial son los que contienen la proporción más alta de constituyentes tóxicos. El Cuadro 9
     muestra los químicos peligrosos probablemente derivados de los principales grupos industriales. Sin embargo, una amplia
     variación en los procesos de producción industrial complica y reduce la confianza en cualquier estimación.

(l) Se considera esencial una investigación detallada y un monitoreo a largo plazo para establecer el riesgo de contaminación del
    agua subterránea en lugares donde se ha practicado o se pueda practicar la disposición de residuos radioactivos.

(m) Muchos lixiviados presentarán muy bajo pH y Eh como resultado de altas cargas ácidas y orgánicas. Esto aumentará
      grandemente la movilidad de metales pesados y reducirá la probabilidad de biodegradación de compuestos orgánicos
      sintéticos. Si el lugar de la disposición de residuos está en rocas calcáreas, la lixiviación acídica será neutralizada y la
      movilidad de estos compuestos será red ucida.

(n) Si los lugares de disposición de residuos están adecuadamente localizados, construidos y manejados (e. g. usando diseños
     estándares de relleno sanitario con una base impermeable y cubierta del subsuelo, junto con drenaje de aGua superficial), éstos
     generan una pequeña carga al subsuelo, Poco voluminosa y poco peligrosa.

(o) Sin embargo, la disposición de residuos en la superficie -o en rellenos sin control en áreas excavadas, a menudo causarán una
     carga contaminante al subsuelo con alto riesgo de contaminación de las aguas subterráneas, especialmente en lugares donde
     la napa freática está en contacto directo con el residuo.

Cuadro 16
Rango de la composición química de lixiviados en varios lugares
de disposición de desechos municipales
(Compilado de Cartwright, 1984 ans Steiner et al, 1971;
los rangos A,B,C,D se refieren a varios lugares señalados
por diferentes autores)

 

(p) Es difícil establecer los detalles de construcción en muchos lugares de disposición de residuos sólidos,
     especialmente la efectividad de base impermeabilizada y la eficiencia de colección de lixiviados por una
     inspección superficial. En este caso, también se puede introducir una categorización de peligro potencial para
     aguas subterráneas (Cuadro 15B), en la que tales factores no son considerados

3.5.4  Aguas Superficiales Contaminadas

(a) Los cursos de agua superficial, como ríos, arroyos, quebradas y canales, se usan frecuentemente para la
     disposición final de agua residuales de diverso origen. En muchos casos, ellos reciben altas cargas de efluentes
     no tratados que exceden la capacidad de purificación natural por muchos kilómetros aguas abajo. Tales cursos de
     agua superficial se convierten en fuentes de contaminación de aguas subterráneas bajo ciertas condiciones
     hidrogeológicas.

(b) Es posible estimar, en términos generales, la natural capacidad purificante de los ríos en que los siguientes
     mecanismos son activos. sorción, sedimentación, volatilización, biodegradación, bioconcentración, hidrólisis. Una
     indicación empírica de la distancia del flujo necesario para reducir las concentraciones contaminantes al nivel del
     5%, se muestra en la Figura 14.

(c) En muchos países las aguas superficiales son clasificadas para propósitos de calidad de acuerdo a sus niveles de
     DBO y SS bajo condiciones de flujo mínimo. Sin embargo, se debería tomar nota de que estos indicadores no son
     necesariamente muy significativos. Mejor indicación del riesgo potencial para las agues subterráneas está dado
     por la presencia de sustancias tóxicas específicas y los niveles de salinidad y coliformes fecales.

(d) Es posible clasificar los cursos de agua superficiales en términos de su relación con las agues subterráneas
     (Figure 15):

(i) Cursos efluentes, que reciben descarga de las aguas subterráneas.

(ii) Cursos influentes, cuyos niveles de agua son más altos que los niveles del agua subterránea y que tienen el
     potencial pare recargar acuíferos.

Esta relación puede variar naturalmente como resultado de los cambios estacionales del río o del bombeo de las aguas subterráneas (Figure 15).

(e) Para determinar el riesgo de contaminación de las aguas subterráneas por cursos de agua superficiales, es necesario estimar la
     cantidad y calidad del agua infiltrada por los lechos de los ríos.

(f) La cantidad será controlada por la permeabilidad del cauce del río involucrado y por los niveles relativos del agua en el río y
   acuífero.

4.1 Concepto de la Vulnerabilidad

4.1.1 El término vulnerabilidad a la contaminación del acuífero es usado para representar las características intrínsecas que
        determinan la sensibilidad de un acuífero a ser adversamente afectado por una carga contaminante (Foster, 1987).

4.1.2 La vulnerabilidad del acuífero es primera y lógicamente una función de:

(a) La inaccesibilidad de la zona saturada, en un sentido hidráulico, a la penetración de contaminantes.

(b) La capacidad de atenuación de los estratos encima de la zona saturada del acuífero como resultado de su
    retención física y reacción química con contaminantes.

4.1.3 Estos dos componentes de la vulnerabilidad del acuífero interactúan con los siguientes componentes correspondientes de la
        carga contaminante al subsuelo:

(a) El modo de disposición del contaminante en el subsuelo, y en particular, la magnitud de cualquier carga hidráulica
    asociada.

(b) La clase de contaminante en términos de su movilidad y persistencia.

Esta interacción determinará el tiempo de residencia en la zona no saturada y la demora de la llegada del contaminante al acuífero, y además, el grado de su atenuación, retención o eliminación antes de llegar al acuífero.

4.1.4 Científicamente, es más coherente evaluar la vulnerabilidad a cada contaminante o cada clase de contaminante (nutrientes,
         patógenos, microorgánicos, metales pesados, etc.) individualmente; o cada grupo de actividades contaminantes
        (saneamiento in-situ, cultivos agrícolas, disposición de efluentes industriales, etc.) separadamente (e. g. Seller & Canter,
        1980; le Grand, 1983; Carter et al, 1987).

4.1.5 La mejor manera de presentar la vulnerabilidad de acuíferos es en forma de mapas. Por lo tanto, un seguimiento del anterior a
        su lógica conclusión, generaría una serie de mapas de vulnerabilidad específica que podrían ser compilados en un atlas de
        vulnerabilidad de acuíferos.

4. 2 Limitaciones Prácticas

4.2.1 Sin embargo, todavía no existe informaación suficiente y/o datos adecuados para alcanzar este ideal. En consecuencia,
        sistemas más generalizados y menos refinados de mapeo de la vulnerabilidad de acuíferos han sido desarrollados
        progresivamente (Albinet & Margat, 1970; Haertle, 1983; Aller et al, 1985).

4.2.2 Tales mapas deben ser siempre interpretados, sin embargo, con mucha precaución. Científicamente el concepto de una
        "VULNERABILIDAD GENERAL A UN CONTAMINANTE UNIVERSAL EN UN ESCENARIO TIPICO DE CONTAMINACION", no
         tiene validez (Andersen, 1987).

4.2.3 Por ejemplo, a la larga todos los acuíferos son vulnerables a contaminantes persistentes no degradables generados por una
        actividad contaminante ampliamente distribuida. En este caso, aun la capacidad de dílución del acuífero puede no ser efectiva
        para mitigar la contaminación.

4.2.4 Adicionalmente, aquellos acuíferos que serían considerados como de menor vulnerabilidad a la contaminación, en términos
        generales, tienden a ser los más difíciles de rehabilitar una vez contaminados. En este sentido, al menos, ellos podrían ser
        considerados como de alta vulnerabilidad a la contaminación.

4.3  Esquema de Clasificación

4.3.1 Los componentes de la vulnerabilidad del acuífero arriba definidos desafortunadamente no son directamente mensurables, sino
        determinados por varias combinaciones de otros factores (Cuadro 17).

4.3.2 Los datos relacionados con muchos de estos factores generalmente no están disponibles ni se estiman fácilmente. La
        reducción y simplificación de la lista de parámetros a ser estimados es, por consiguiente, inevitable si se debe desarrollar un
        esquema práctico de la evaluación del riesgo de contaminación de aguas subterráneas.

4.3.3 Si la selección de parámetros se basa en aquellos datos probablemente disponibles o fácilmente recolectados, entonces la
        lista se reduce radicalmente a:

(a) La profundidad de la napa freática o techo del acuífero confinado.

(b) El tipo de ocurrencia del agua subterránea.

(c) Las características, en términos de litología y grado de consolidación, de los estratos encima de la zona saturada.

Sin embargo, una consideración adicional revela que estos parámetros contienen, aunque solamente en un sentido cualitativo, la mayoría de aquellos en la lista original (Cuadro 17) .

4.3.4 La metodología empírica propuesta para la evaluación de la vulnerabilidad del acuífero (Foster, 1987) involucraría un número de
        fases discretas (Figura 16). La fundamental es la identificacíón del tipo de ocurrencia de aguas subterráneas dentro de un
        rango para este parámetro de 0-1.

Cuadro 17
Principales factores que controlan la vulnerabilidad del
acuífero a la contaminación