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69.11 Gestion Ambiental de los Recursos Hidricos – FI UBA

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Universidad de Buenos Aires

Facultad de Ingeniería

Vulnerabilidad de Aguas Subterráneas

a la Contaminación

Ing. Pablo J. Bereciartua

Buenos Aires, Octubre 2003


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Vulnerabilidad de aguas subterráneas a la contaminación

1. Introducción y definiciones El concepto de vulnerabilidad es amplio y admite diversas interpretaciones y definiciones. En términos sencillos, se trata de estimar cual es el nivel de impacto negativo que puede causar un determinado peligro, o amenaza de peligro, en un sistema. Un sistema se considera más vulnerable cuando hay más posibilidades que un determinado peligro se manifieste en un nivel relativamente alto de impacto negativo. En nivel de vulnerabilidad de un sistema esta usualmente definido por dos componentes: el nivel de exposición que tiene el sistema al peligro, y la capacidad de respuesta del sistema frente a dicho peligro.

1.1. Definiciones En el caso de los sistemas de aguas subterráneas la vulnerabilidad de un acuífero a la contaminación puede definirse como:

Es la tendencia o probabilidad de que contaminantes alcancen una posición determinada dentro de un sistema de aguas subterráneas, una vez que han sido liberados en alguna ubicación por encima del acuífero mas alto (NAP, 1993).

De esta manera, la vulnerabilidad es función de varios factores hidrogeológicos que determinan tanto la capacidad de respuesta (ver Tabla 1), entre ellos: tendencia a la infiltración de contaminantes, capacidad de atenuación en las diversas capas que lo cubren, que tienden a proteger al acuífero, purificando el agua a medida que percola por la zona vadosa en algunos casos. Las propiedades del medio varían de un punto a otro, lo que hace que unas áreas sean más susceptibles que otras, por esto existen zonas de mayor o menor sensibilidad o vulnerabilidad. Tomando en cuenta estos criterios es posible determinar la vulnerabilidad relativa en una determinada área de estudio. Si se establece como hipótesis de partida que el riesgo de los acuíferos frente a un determinado contaminante es equivalente a la vulnerabilidad de los mismos, estos índices se podrán utilizar para evaluar vulnerabilidad.

Aspecto que determina la vulnerabilidad del acuífero

Baja vulnerabilidad Alta vulnerabilidad

A. Marco hidrogeológico Zona no saturada (vadosa) Profunda zona vadosa, con

altos niveles de arcilla y materiales orgánicos.

Reducida zona vadosa, con altos niveles de arena, grava,

limos y basaltos de alta permeabilidad.

Unidad de confinamiento Ancha unidad de Sin unidad de confinamiento.


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confinamiento de arcilla o roca impermeable.

Propiedades del acuífero Formaciones sedimentarías o limosas de baja permeabilidad.

Formaciones limosas con fracturas, arena, grava o

basalto de alta permeabilidad. A. Sistema de aguas subterráneas

Tasa de recarga Despreciable, como en las zonas áridas.

Alta tasa de recarga, como en las zonas húmedas.

Ubicación dentro del sistema de flujo (cerca o lejos de la

zona de recarga)

En zonas profundas, de baja dinámica del sistema de flujo.

Dentro en el área de influencia de la zona de recarga, o

dentro del pozo de depresión de un pozo de bombeo.

Tabla 1. Principales aspectos geológicos e hidrológicos que definen la vulnerabilidad de un acuífero frente a la contaminación.

1.2. Clasificación: vulnerabilidad intrínseca versus específica Volviendo a la definición genérica de vulnerabilidad se puede distinguir entre dos tipos de estimaciones de vulnerabilidad: intrínseca y específica. La vulnerabilidad intrínseca esta dada por las características ambientales (hidrológicas, geológicas y bio geofísicas) del terreno de manera independiente al tipo de contaminante que represente un potencial peligro o amenaza en la región. Es decir se trata de la evaluación de la capacidad de respuesta en general que tiene el sistema cuando no se consideran los factores externos y tiene una validad genérica. Así habrá sistemas, que por sus características son intrínsecamente más difíciles de contaminar que otros. Por su parte, la vulnerabilidad especifica, hace referencia a la evaluación de un sistema cuando se considera su capacidad de respuesta a uno o varios contaminantes específicos y por tanto tiene en cuenta de manera explicita las características de los factores externos (Ej. climatología o actividades antrópicas en la región) y de los contaminantes a considerar (Ej. características químicas y bioquímicas de las sustancias y su interacción con los componentes del medio subterráneo). De este modo, la vulnerabilidad de los acuíferos frente a la contaminación es una propiedad intrínseca del medio que determina la sensibilidad a ser afectados negativamente por un contaminante externo (Foster, 1987).

1.3. Producto de un estudio de vulnerabilidad: Mapa de vulnerabilidad

Como resultado de la evaluación de la vulnerabilidad pueden obtenerse mapas que indican las zonas con mayor o menor sensibilidad a la contaminación, que generalmente se construyen para el acuífero superior. Estos niveles permiten valorar la vulnerabilidad en forma relativa entre las regiones que integran el área de estudio, pero no podemos hablar de ellos en forma absoluta. La confección de un mapa de vulnerabilidad implica, usualmente, combinar varios mapas temáticos, correspondientes a los diferentes factores hidrogeológicos elegidos para la


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evaluación. Los cambios en el sistema acuífero hacen que el mapa de vulnerabilidad no sea estático, sino que deba ser actualizado periódicamente. Los mapas de vulnerabilidad tienen múltiples propósitos, tales como: la planificación del uso del suelo, y en el desarrollo de políticas de protección para las aguas subterráneas. Los aspectos hidrogeológicos básicos y las obras hidráulicas (por lo general sacados directamente del mapa hidrogeológico) y los datos claves hidrogeológicos sobre los que se ha basado el índice deberían conservarse en el mapa de vulnerabilidad, para uso en posteriores investigaciones más detalladas del riesgo de contaminación de aguas subterráneas en las áreas seleccionadas. En el caso de la carga contaminante al subsuelo de las fuentes puntuales de contaminación, se debería producir un inventario y localizarlos en un mapa de la misma escala como aquel usado para representar la vulnerabilidad del acuífero. Para fuentes de contaminación multipuntual dispersa como el sistema de alcantarillado o industrias puntuales, generalmente es más práctico delinear la extensión de las actividades relacionadas en el mapa de carga contaminante, con sombreado para representar la intensidad relativa con respecto a los principales contaminantes persistentes y registrar los datos que servirán de consulta en el inventario tabulado. En la mayoría de los casos, se usa la categorización del peligro potencial para los diversos componentes de la carga contaminante al subsuelo, por lo tanto la categoría de peligro potencial puede entonces ser sobrepuesta en los mapas de vulnerabilidad del acuífero. En las figuras 1 y 2 se presentan ejemplos de mapas de vulnerabilidad realizados para analizar el peligro de contaminación del sistema de aguas subterráneas del valle central de California frente al uso de pesticidas orgánicos (Blanke, J.S. 1999).


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Figura 1. área de estudio: ubicación de los ocho condados que conforman el Valle del Rió San Joaquín (Blanke, J.S. 1999).

Figura 2. a) ubicación de los 12 tipos de suelos presentes en la región y sus combinaciones, b) áreas donde se recolectaron datos de campo (Blanke, J.S. 1999).


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Figura 3. Mapas de: valores medios del factor de retardación (RF), y del factor de atenuación (AF) con la consideración correspondiente de incertidumbre (desviación estándar S) evaluada mediante un análisis de primer orden (Blanke, J.S. 1999).


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2. Métodos de evaluación de la vulnerabilidad de acuíferos De acuerdo a sus características los métodos para estimar la vulnerabilidad de acuíferos se clasifican como: 1) índices y estimadores agregados, 2) métodos basados en procesos, y 3) métodos estadísticos o probabilisiticos.

2.1. Índices y estimadores agregados Se trata de métodos en los que se combinan variables significativas de medio subterráneo y, cuando corresponde, de los potenciales contaminantes, para estimar índices agregados que dan una estimación de la vulnerabilidad del acuífero. Estas metodologías permiten tener una estimación primaria de la vulnerabilidad, pero al no estar específicamente considerando los procesos que se dan en el medio subterráneo, presentan significativas limitaciones.

2.1.1. Método del índice DRASTIC El método DRASTIC (Aller et al., 1987) clasifica y pondera parámetros intrínsecos, que reflejan las condiciones naturales del medio y es el más difundido para determinar la vulnerabilidad de acuíferos. La metodología DRASTlC es un sistema paramétrico de evaluación que incluye siete características fundamentales, a las que asigna valores, y un multiplicador o índice de ponderación, según su importancia. D - Profundidad al acuífero (Depth to water) R - Recarga neta (Recharge) A - Tipo de acuífero (Aquifer media) S - Tipo de suelo (Soil media) T - Topografía, Pendiente (Topography) I - Impacto del tipo de zona vadosa (lmpact of the Vadose Zone Media) C - Conductividad hidráulica (Hydraulic Conductivity of the aquifer) Para describir cada una de estas propiedades son necesarios estudios detallados. Las hipótesis en las que el índice DRASTIC se basa son las siguientes: • El contaminante debe ser introducido en la superficie del terreno, • El contaminante penetra con el agua de recarga, • El contaminante tenga la movilidad del agua, • El área evaluada sea mayor o igual a 45 Ha. Cuando no se cumplen estas condiciones, la evaluación del potencial de contaminación del agua subterránea mediante este método, no es confiable. La valoración de los parámetros permite acotar los intervalos de vulnerabilidad a la contaminación y delimitar áreas de mayor riesgo frente a un contaminante potencial. El índice DRASTIC permite encontrar un valor numérico para cada punto del área de trabajo mediante la siguiente ecuación:


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Índice de Vulnerabilidad = DRDW + RRRW + ARAW + SRSW + TRTW + IRIW + CRCW

donde los subíndices R y W son el puntaje (Rating) y el peso de ponderación (Weight) respectivamente. La vulnerabilidad aumenta con el valor del índice. Esta suma expresa la conjunción de las valoraciones de cada propiedad, aportadas por el método, y el conocimiento del acuífero particular del que se trata por parte de quienes lo aplican. Los intervalos de vulnerabilidad o riesgo se definen en función de la aplicación. Se establecen los rangos de vulnerabilidad, enunciados en la Tabla 2

Valor del índice Clasificación de la vulnerabilidad

<100

Despreciable

101-119 Muy baja

120-139 Baja

140-159 Moderada 160-179 Alta 180-199 Muy alta

>200 Extrema

Tabla 2. Rangos para la clasificación de la vulnerabilidad para el método DRASTIC. Los valores o puntajes de los 7 parámetros considerados por este método se indican en la Tabla 3, a partir de los cuales se hace posible la determinación de la vulnerabilidad. Definición y valores de los parámetros del índice DRASTIC Profundidad del nivel del agua (D) Este parámetro considera la profundidad del nivel piezométrico. Como criterio inicial, se asume que la vulnerabilidad disminuye con la profundidad. En su valoración se emplean datos de puntos de agua (pozos en el área de estudio), estudios hidrogeológicos y medidas de campo. En el caso de un acuífero sobre explotado que ha cambiado su funcionamiento hidráulico de confinado a libre, será preferible tomar la profundidad del techo del acuífero. Recarga (R) Considera la recarga anual. Sin embargo, para tramos sin acuíferos se toma el valor mínimo y para tramos con acuíferos de interés local se valorará en función de su litología. Litología del acuífero (A)


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Valora la litología que constituye el acuífero, considerándose que a mayor granulometría y facturación, mayor permeabilidad y por tanto un grado de vulnerabilidad más elevado. Para su determinación se emplea la cartografía geológica existente, como paso previo a un reconocimiento de campo de las litologías de los tramos peor definidos. Naturaleza del suelo (S) El suelo influye en el desplazamiento vertical del contaminante hacia el acuífero. Para este parámetro se considera la porción alterada del suelo que soporta la actividad biológica. Topografía, % de pendiente máxima (T) Pueden efectuarse mediante levantamientos topográficos, que pueden emplearse para la estimación de las pendientes correspondientes, o directamente con un Sistema de Información Geográfico. Zona no saturada (I) La zona no saturada influye en los procesos de atenuación en la trayectoria del agua hacia la zona saturada. Este parámetro contempla la existencia de acuíferos libres confinados y semiconfinados al valorar el tipo de materiales existentes en la zona no saturada. Si el acuífero es libre corresponde a la propia litología del acuífero y para los otros dos casos corresponde a los materiales suprayacentes confinantes. Permeabilidad (C) La valoración de este parámetro es compleja si no se dispone de ensayos de bombeo que hayan determinado parámetros hidráulicos, por ello se pueden emplear los valores teóricos relativos estimados para las diferentes litologías, estableciendo rangos en función de la propia litología, número de captaciones existentes, caudal explotado y otras observaciones realizadas en el campo.


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Tabla 2. Valores o puntajes de los 7 parámetros considerados por el método DRASTIC.


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2.1.2. Método del índice GODS El método G.O.D., desarrollado por Foster (1987), estima la vulnerabilidad de un acuífero, multiplicando tres parámetros que representan tres tipos de información espacial con el rango de índice determinado (Verba.J & Zaporozec.A. 1994). • G (Groundwater ocurrunce) • O (Overlying lithology) • D (Depth to Groundwater) El producto de estos tres componentes es un índice de vulnerabilidad que puede variar entre O y 1 a diferencia del índice de vulnerabilidad DRASTIC cuya valoración puede llegar a ser mayor a 200, indicando vulnerabilidad desde despreciable hasta extrema. El factor de suelo es un parámetro esencial que considera la capacidad de atenuación y el grado de figuración del suelo. Para la evaluación de este parámetro se considera principalmente la textura del suelo: • Textura Franco arcillosa (FA) • Textura Franco arcillosa arenosa (FAa) • Textura Franco arenosa (Fa) Los índices de vulnerabilidad de los acuíferos semiconfinados multicapas en el área de estudio se determinarán incorporando el factor suelo:

Índice de vulnerabilidad = G*O*D*S En las figuras 4 y 5, se indican los componentes del índice GODS, sus características y valoraciones, así como las secuencias lógicas de ocurrencia las mismas


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Figura 4. Caracterización de los componentes de la vulnerabilidad del acuífero según el método del índice GODS (Foster, 1987).

Figura 5. Combinación de los componentes considerados por el método GODS para evaluar vulnerabilidad de un acuífero.


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2.1.3. Método del mapa de vulnerabilidad AVI El AVI es uno de los métodos más sencillos, fáciles y rápidos para cuantificar la vulnerabilidad, tan solo utiliza la conductividad hidráulica y el espesor de las capas de diferente material que se encuentran sobre el nivel del agua. Es un índice para cuantificar la vulnerabilidad de un acuífero (Van Stempvoort, et al., 1992), por medio de la resistencia hidráulica "c,' al flujo vertical del agua al pasar por los diferentes materiales sobre el acuífero. La resistencia hidráulica “c” se calcula por la expresión:

∑=i

i

Kb

C para las capas i = 1, 2, 3,..

donde: bi: es el espesor de cada capa del acuífero Ki: es la conductividad hidráulica de cada capa c: es la resistencia hidráulica total (inverso de Ki, [tiempo]) indica el tiempo aproximado de flujo por unidad de gradiente de carga que atraviesa el agua hacia abajo al pasar por varias capas de sedimentos, por encima del acuífero. A mayor resistencia hidráulica c, menor vulnerabilidad. Para construir el mapa de vulnerabilidad se necesitan las coordenadas del pozo bajo análisis y se utiliza el log c para cada pozo, seguidamente se interpolan los valores de log c, esto da como resultado la zonificación de resistencias hidráulicas.

3. Métodos basados en procesos Este tipo de métodos requiere la resolución analítica o numérica de las educaciones acopladas de transporte (advección + dispersión) y reacción de los contaminantes en el medio subterráneo. Si bien mas demandantes en términos de la información necesaria, y la capacidad de calculo, estos metodologías tienden a ser mucho mas confiables que las metodologías basadas en índices o estimadores agregados.

3.1. Estimación de los factores de atenuación y de retardación

El movimiento de los contaminantes orgánicos (pesticidas y hervicidas) hacia los acuíferos a través de la zona vadosa es el resultado de complejas interacciones que involucran procesos físicos, químicos y biológicos. Una buena estimación de la vulnerabilidad a la filtración de contaminantes orgánicos debería considerar seis procesos físicos: advección, dispersión, difusión, decaimiento, absorción y volatilización del contaminante.


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Los tres primeros, advección, dispersión y difusión, caracterizan la flujo o propagación de contaminantes en el medio subsuperficial, teniendo en cuenta el moviendo del agua, la mezcla del flujo causada por la conformación del medio poroso, y la tendencia de la partículas disueltas del contaminante a dispersarse en el flujo. Los últimos tres, decaimiento, adsorción y volatilización, caracterizan el balance de masa en el medio subsuperficial, considerando las transformaciones químicas y bioquímicas del contaminante, el flujo de parte del contaminante hacia la fase sólida de la matriz porosa donde permanece atrapado y no disponible para el flujo, y la transformación del contaminante de fase liquida a gaseosa. Un modo simplificado pero realista de estimar la vulnerabilidad de acuíferos a la contaminación por parte de sustancias orgánicas es mediante la estimación de los índices de atenuación y de retardación del contaminante en la zona vadosa. El índice de retardación (RF) es una medida del tiempo relativo necesario para que un pulso de contaminante se filtre hasta la profundidad de interés en comparación con el tiempo necesario para una sustancia no reactiva. El factor de atenuación (AF) por su parte permite estimar que fracción de la masa liberada de contaminante es probable que alcance la profundidad de interés (esto es cual el porcentaje que aun no decayó al momento de llegar a la profundidad de interés). Los índices surgen de evaluar los procesos principales que ocurren en una celda homogénea que representa la zona vadosa (Figura 6). Es importante destacar que el factor de atenuación (AF) estima la movilidad del contaminante en base a tres de los procesos mencionados mas arriba: advección, decaimiento y absorción. El índice de atenuación del contaminante (pesticida) en el medio subterráneo (zona vadosa) esta dado por:

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693.0exp

2/1

≤≤

−=

AFqtRFdAF FCθ

donde: d: profundidad de referencia al agua subterránea (L) q: flujo neto anual de recarga (LT-1) t1/2: vida media del pesticida (t1/2=0.6937/k) (T) k: tasa de reacción de primer orden (T-1) θFC: contenido de agua en el suelo a la capacidad de retención del suelo (fracción volumétrica) RF: factor adimensional de retardación (adimensional)


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Figura 6. Procesos activos en la zona vadosa que se consideran para estimar los factores de atenuación y de retardación de contaminantes (Blanke, J.S. 1999). El índice de retardación del contaminante (pesticida) en el medio subterráneo (zona vadosa) esta dado por:

∞≤≤=

+=

RFKfK

KRF

ococd

FC

db

1

1θρ

donde: ρb: densidad total del suelo (ML-3) foc: contenido de carbón orgánico en el suelo (fracción por masa) Koc: coeficiente de absorción del pesticida (L3M-1)


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Principales hipótesis asumidas en la derivación de estos dos índices: 1) el agua se mueve a través de la zona vadosa en forma permanente y estacionaria, y 2) se asume que el suelo es homogéneo utilizando los valores medios de sus propiedades para toda la columna correspondiente a la zona vadosa. La figura 7 presenta una curva característica para el factor o coeficiente de atenuación en la zona vadosa de la formación hidrogeológica para la propagación de un contaminante orgánico (pesticida o hervicida).

Figura 7. Factor o coeficiente de atenuación para la propagación de un contaminante orgánico (pesticida o hervicida) en la zona vadosa de la formación geológica.

3.2. Método del índice de potencial de lixiviación Este método esta basado en estimar el potencial de contaminación de agua subterránea mediante el proceso de transporte vertical de contaminantes (Ej. pesticidas principalmente) a través de la capa o zona vadosa. El método requiere de datos detallados sobre el contenido de agua en el suelo, contenido de materia orgánica, conductividad hidraúlica, tiempo de precolación, capacidad de atenuación y tasas de degradación, para determinar el comportamiento de contaminantes en los ambientes hidrogeológicos. El índice potencial de lixiviación agregada (IPL) se calcula como:


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Ζ=

λRVIPL 1000

donde: V: tasa media de precolación (infiltración o recarga) en la zona no saturada (vadosa) R: factor de retardación función del contaminante y las características del medio Z: profanidad del nivel de agua λ: constante de decaimiento de la sustancia considerada Las principales limitaciones del método están dadas por la necesidad de conocer el contenido de materia orgánica en el suelo y en la zona no saturada, y la dificultad para determinar el coeficiente de retardo para contaminantes inorgánicos. En el caso de contaminantes orgánicos (Ej. pesticidas) el factor de retardación puede ser estimado a partir de la solubilidad de las sustancias. El Figura 7 muestra el flujo grama de información necesaria para estimar este índice.

Figura 8. Flujo grama para estimar el índice potencial de lixiviación.

4. Métodos estadísticos y probabilísticos El resultado de un análisis de vulnerabilidad usualmente esta representado por mapas de vulnerabilidad. Las distinciones entre distintos grados de vulnerabilidad son, sin embargo, arbitrarias. Hay al menos dos fuentes de incertidumbre en el análisis de procesos en el medio


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subterráneo: 1) errores relacionados con los datos, que incluyen incertidumbre en los datos considerados incluso si los procesos que representa el modelo fueran correctos. Estos errores provenien de los aparatos de medición, las variabilidades encontradas en el terreno, y los error por negligencia; 2) errores relacionados con los modelos, que surgen de la incompleta o inadecuada descripción de los procesos intervinientes en el sistema. Los métodos usuales para evaluar incertidumbre se pueden agrupar en: 1. Métodos de análisis de los componentes de la varianza; 2. Análisis de errores de primer orden, basado en la series de Taylor, que permiten estimar

varianza en los resultados de un modelo, como consecuencia de considerar una varianza en los datos de ingreso al modelo (ver más abajo);

3. Métodos de muestreo estadístico, tales como el método Monte Carlo; 4. Modelos de simulación estocástica, que incorporan directamente las incertidumbres

asociadas con parámetros o procesos, y proveen una estimación de la incertidumbre en los resultados del modelo;

5. Métodos Bayesianos, que permiten propagar probabilidades condicionales con la ayuda de modelos.

En la figura 8 de se presenta el resultado de un análisis de incertidumbre realizado mediante un estudio Monte Carlo sobre un modelo basado en procesos de simulación de transporte de contaminante en la zona vadosa, para estimar la probabilidad de propagación de un contaminante orgánico (pesticida aldicarb) debajo de un área de cultivo. Los resultados muestran que la carga de contaminante 30 m debajo de la superficie del terreno es aproximadamente una orden de magnitud menor que en las capas superiores del suelo.

Método de análisis de incertidumbre de primer orden El análisis de errores de primer orden, basado en la series de Taylor, permite estimar la varianza (y la desviación estándar) en los resultados de un modelo (variables dependientes), como consecuencia de considerar una varianza en los datos de ingreso al modelo (variables independientes). Si se considera una variable dependiente U, que se calcula como una función, f(X1, X2, … Xk), de las variables independientes (X1, X2, … Xk). Si se conocen la media ( X ) y la varianza (S2) de las variables independientes y el coeficiente de correlación (r), la media y la varianza de las variables independientes se pueden calcular como:

∑ ∑∑= = = ===

∂∂

∂∂

+

∂∂

≈

≈

k

i

k

i

k

jijXX

XXjXXiX

XXiU

k

rSSXU

XUS

XUS

XXXfU

ji

ji

i

i1 1 1

2

2

2

21 ),...,,(

Cuando la variable independiente no tiene una distribución normal, usualmente se utiliza alguna transformación, como por ejemplo la logarítmica (log X) para que siga una distribución normal.


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5. Conclusiones El uso potencial que se da a un mapa de vulnerabilidad está ligado a la toma de decisiones en cuanto a lo relacionado al ordenamiento territorial y procesos relacionados como son: el uso del suelo y la protección de los recursos hídricos subterráneos. La existencia de una categoría de peligro potencial alto o moderado en áreas con vulnerabilidad del acuífero media, alta o extrema sirve para dar una indicación preliminar del riesgo de contaminación de las aguas subterráneas.

Figura 9. Distribución de probabilidades acumulada para cargas de aldicarb debajo del área fuente del contaminante, y a 30 m de profundidad correspondientes a una plantación de maní en Carolina del Norte, USA (NAP, 1993, Carsel et al. 1988).


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6. Referencias Ground Water Vulnerability Assessment – Contaminant Potential Under Conditions of Uncertainty. Nacional Research Council (USA). Nacional Academy Press, 1993. Informe preliminar de la Actividad 01 – Vulnerabilidad – Proyecto Sistema acuífero Guaraní – (GEF/BM/OEA-UNPP de Argentina, Brasil, Paraguay y Uruguay) 2001. Su elaboración fue coordinada por el Dr. Jorge Montaño Xavier de la Universidad de la Republica Oriental del Uruguay (UDELAR). Blanke, J.S. 1999. Vulnerability to Groundwater contamination due to Agrochemical use in the San Joaquín Valley, California. MS Thesis (103 pages). Department of Geological and Environmental Sciences, Stanford University.

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