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Monitoreo de la calidad de las aguas subterráneas una evaluación de métodos y costos

CEPIS / OPS / OMS
Por:  Ing. Stephen Foster, Ing. Daniel Caminero Gomes,  1989


Contenido

bbull.gif (150 bytes) Resumen
bbull.gif (150 bytes) Prefacio
bbull.gif (150 bytes) 1. Introducción
1.1 Objetivos del monitorio de calidad
1.2 Dificultad del muestreo representativo
1.3 Selecci[ón de parámetros analíticos
1.4 Precauciones de seguridad para el muestreo
bbull.gif (150 bytes) 2. Modificación fisioquímica de las muestras de agua subterránea
2.1 Contaminación de muestras e inestabilidad de determinantes
2.2 Efectos de la instalación de los pozos
2.3 Influencia del método de muestreo
bbull.gif (150 bytes) 3. Importancia de la complejidad hidrogeológica para el muestreo
3.1 Regímenes de flujo de las aguas subterráneas
3.2 Transporte y atenuación de contaminantes
3.3 Controles naturales sobre la calidad de las aguas subterráneas
3.4 Influencia de hidráulica de pozos sobre el muestreo
bbull.gif (150 bytes) 4. Métodos comunes de muestreo y sus limitaciones
4.1 Comentarios introductorios
4.2 Descarga de pozos de producción
4.3 Muestreo durante la perforación de pozos
4.4 Muestreo de pozos no bombeados
bbull.gif (150 bytes) 5.Desarrollos en bombas de muestreo
5.1 Comentarios introductorios
5.2 Técnicas de impulsión a succión
5.3 Métodos de impulsión con gas
5.4 Equipo sumergible de desplazamiento positivo
5.4.1 Bombas cetrífugas
5.4.2 Bombas de pistón
5.4.3 Bombas de diafragma
5.4.4 Bombas inerciales
bbull.gif (150 bytes) 6. Técnicas mejoradas para el muestreo de pozos existentes
6.1 Comentarios introductorios
6.2 Nuevas técnicas para determinantes inestables
6.2.1 Técnicas de toma modificadas
6.2.2 Técnica de medición in situ
6.2.3 Métodos de absorción in situ
6.3 Control sobre la profundidad del muestreo
6.3.1 Técnicas de toma con medición de flujo en el pozo
6.3.2 Aislamiento de secciones del pozo mediante empaquetadores
6.3.3 Extracción de agua intersticial desde testigos de perforación
bbull.gif (150 bytes) 7. Pozos de monitoreo: Diseño e instalación
7.1 Criterios de diseño
7.2 Alternativas de diseño
7.2.1 Piezómetros sencillos
7.2.2 Piezómetros múltiples
7.3 Selección de materiales de construcción
7.4 Métodos de perforación de pozos
bbull.gif (150 bytes) 8. Monitoreo de la zona no saturada
8.1 Fase móvil
8.1.1 Significado del monitoreo
8.1.2 Muestreadores a succión
8.1.3 Otros métodos
8.2 Fase adsorbida
bbull.gif (150 bytes) 9. Programas de monitoreo de aguas subterráneas
9.1 Definición de objetivos
9.2 Principios del diseño y desarrollo de sistemas
9.3 Procedimientos y precauciones operacionales
9.3.1 Comentarios generales
9.3.2 Limpieza de pozos
9.3.3 Recolección de muestras
9.3.4 Filtración de muestras
9.3.5 Conservación de muestras
9.3.6 Control y garantía de la calidad
9.3.7 Observación final
9.4 Parámetros indicadores de contaminación
9.5 Utilización de resultados de monitoreo
9.5.1 Condiciones hidrogeológicas
9.5.2 Detección ofensiva/Defensiva de contaminanción
9.5.3 Evaluación de contaminación
9.5.4 Almacenamiento y recuperación de datos
bbull.gif (150 bytes) 10. Conclusiones
bbull.gif (150 bytes) 11. Bibliografía

Resumen

Un muestreo adecuado para determinar la distribución de lagua subterránea de inferior calidad y monitorear de manera eficaz su variación temporal, presenta grandes problemas técnicos. Los métodos más comunes, es decir los más tradicionales de muestreo de pozos de producción durante la perforación del mismo, así como la toma de muestras desde pozos no bombeados, sufren de serias limitaciones a este respecto.

Dichas limitaciones son el resultado de: (a) un inadecuado control en la profundidad del muestreo y la consecuente inseguridad acerca del origen preciso de la muestra, y (b), la modificación físicoquímica de la muestra debido a una diversidad de procesos. El mensaje del presente manual no es expresar que dichos métodos deberían ser abandonados, sino que siempre deberían reconocerse sus grandes limitaciones al momento de interpretar sus resultados.

Donde sea técnicamente posible y económicamente justificado, debería considerarse la introducción de algunas de las técnicas y equipos recientemente desarrollados, los mismos que son revisados en el presente manual. Estos incluyen bombas especiales de muestreo, métodos modificados para parámetros inestables, técnicas para mejorar el control de la profundidad del muestreo y diseños mejorados para pozos de monitoreo. Las consecuencias económicas de su utilización, en lo que se refiere al costo relativo y adquisición de divisas, son consideradas.

Se discuten las estrategias para la implementación de programas de monitoreo de aguas subterráneas, incluyendo: (a) la posibilidad de obtener aviso previsto de seria contaminanción, a fin de permitir la adopción de medidas efectivas de control y (b) la selección de parámetros indicadores de contaminación para reducir los costos analíticos de laboratorio.

B. Monitoreo Defensivo                        D. Vigilancia de Calidad del
                                                                        Abastecimiento de Agua Potable

Figura 0
Resumen esquemático de los objetivos del monitoreo de la calidad de aguas
subterráneas

 

Prefacio


El costo relativamente bajo y la excelente calidad natural de las aguas subterráneas normalmente han sido suficientes para justificar su explotación a gran escala para el suministro de agua potable no sólo en zonas áridas, sino también en zonas tropicales de América Latina y el Caribe. Se estima que 140 millones de la población de dicha región son dependientes de aguas subterráneas. En numerosas conurbaciones, incluyendo las ciudades de México, Lima, La Habana, Buenos Aires, Santiago de Chile, Ciudad de Guatemala, San José de Costa Rica, San Salvador, Managua y Santo Domingo, los recursos hídricos subterráneos proporcionan una parte significativa del total del suministro público de agua.

El volumen y la complejidad de la carga contaminante arrojada, en forma deliberada o accidental, sobre el subsuelo ha incrementado apreciablemente en las últimas dos décadas, dando origen a serios riesgos de contaminación de aguas subterráneas, especialmente dentro y alrededor de grandes zonas urbanas. En vista de los considerables recursos y esfuerzos que se han invertido, y que se continuarán invirtiendo, para el desarrollo de aguas subterráneas, es necesario implementar políticas realistas de proteccíón de los acuíferos.

Un elemento esencial de tales políticas lo constituye el monitoreo de la calidad de aguas subterráneas, no sólo para controlar la calidad del agua suministrada al publico sino también para evaluar el estado de la calidad actual de las aguas subterráneas, a fin de calcular la extensión de agua subterránea contaminada, así como proporcionar un preaviso del inicio de la contaminación. El monitoreo de las aguas subterráneas está en auge en Norteamérica y Europa, relacionado con la preocupación sobre protección ambiental, el temor de la contaminación de aguas subterráneas y la introducción de nueva legislación y reglamentación. Publicaciones que presentan los adelantos tecnológicos en métodos de muestreo aparecen en forma muy regular en la literatura científica. El presente manual examina los recientes adelantos y tiene la intención de servir como guía para las prácticas de monitoreo.

El desarrollo de un Programa Regional de Aguas Subterráneas es parte del plan a mediano plazo del CEPIS, adoptado por la Organización Panamericana de la Salud, para el período de 1984-89. Un elemento clave de este programa es la preparación y difusión de informes y manuales prácticos, tales como el presente, para su aplicación por parte de instituciones nacionales responsables de los recursos de aguas subterráneas o que utilizan estos recursos para el suministro de agua. Se han planificado siete documentos en total (Tabla 0). La Overseas Development Administration del Reino Unido, está respaldando una participación británica en la producción de las tres últimas de estas publicaciones.

Este manual ha sido revisado y mejorado por el Comité Técnico que dirige el Programa Regional de Aguas Subterráneas del CEPIS, el cual ha incluido representantes de instituciones en Argentina, Bolivia, Brasil, Colombia, Costa Rica, Cuba, El Salvador, México, Paraguay, Perú, Puerto Rico, República Dominicana y Venezuela. El comité se ha reunido en cinco ocasiones: I-Lima, Perú/Noviembre 1985; II-Ciudad de México/Febrero 1987; III-Sao Paulo, Brasil/Mayo 1987; IV-San Juan de Puerto Rico/Junio 1988 y V-Lima, Perú/Febrero 1989.

Los autores agradecen al Ing. Alberto Flórez Muñoz, Director del CEPIS y al Ing. Henry Salas, Asesor del CEPIS, quienes fueron los creadores del programa, así como al Ing. Caraí Bastos (CETESB) y al Ing. Ricardo Hirata (IGSP) por sus discusiones técnicas, a la Sra. Sonia de Victorio y las Srtas. Patricia Adaniya y Patricia Moral por la traducción, a la Srta. Inés Barbieri por su excelente trabajo secretarial en la producción del presente manual en sus versiones de inglés y español, y al Sr. Luis Torres por la alta calidad de su trabajo en las ilustraciones.

Tabla O
Estatus de documentación del programa regional de aguas subterráneas
del CEPIS para América Latina y El Caribe

 

1.  Introducción

1.1  Objetivos del Monitoreo de Calidad

1.1.1 El requisito fundamental en la mayoría de los programas de monitoreo es determinar la variación espacial de la
         calidad de las aguas subterráneas (Figura Oa) . Este objetivo es esencialmente el mismo sin tener en cuenta
         si el propósito es:

(a) Determinar la distribución subterránea de la contaminación y las tasas de migración de los
     contaminantes.

(b) Establecer la extensión de intrusión salina costera.

(c) Determinar la distribución de las aguas subterráneas de baja calidad causada por la interacción
     natural agua-roca.

(d) Monitorear la efectividad de medidas para controlar o remediar la contaminación.

1.1.2 En todos estos casos, el propósito es obtener resultados que reflejen exactamente la condición de las aguas
        subterráneas en el acuífero (Figura 1). Esto supone la necesidad de obtener muestras no contaminadas
        representativas de la condición en un punto específico dentro del sistema de aguas subterráneas en forma
        periódica.

1.1.3 Otro objetivo del monitoreo (Figura OB) es la vigilancia (o control de calidad) de las aguas subterráneas que se
         utilizan para el suministro de agua. Esto, sin embargo, es una consideración mínima en el presente manual
         (Figura 1), ya que este tipo de muestreo presenta pocos problemas específicos de las aguas subterráneas. El
         requisito en este caso no es un muestreo representativo de la condición en el acuífero, sino que se relaciona
         con la aceptabilidad de agua bombeada para un uso determinado y/o con el control de cualquier proceso de
         tratamiento necesario.

1.1.4 El crecimiento en la disposición de residuos urbanos a industriales a tierra y la intensificación del cultivo
        agrícola están ocasionando un riesgo de contaminación de aguas subterráneas (oster, et al., 1987). Esto
        requerirá una mayor ampliación de las actividades de monitoreo de aguas subterráneas, especialmente:

(a) Para identificar el inicio de la contaminación de las aguas subterráneas por una actividad dada, tan
     pronto como sea posible, de manera que permita la introducción de medidas de control a tiempo
     (Figura OC).

(b) Para proporcionar aviso anticipado de la llegada de aguás contaminadas a las fuentes importantes
     de suministro de aguas subterráneas, a fin de conceder tiempo para iniciar acciones correctivas
     (Figura  OD).

(c) Para determinar responsabilidad legal en los contaminación de aguas subterráneas incidentes de
     contaminación de aguas subterráneas

La exactitud y significación de los resultados del monitoreo necesitan ser evaluados en forma regular. Una acción de seguimiento apropiada, tal como el control de fuentes de contaminación, descontaminación del suelo y de acuíferos, tratamiento del suministro de agua, modificaciones en la explotación del acuífero, etc., debe tomarse siempre en cuenta. La carencia de acciones de seguimiento niega la justificación para implementar los programas de monitoreo (Figura 1).

1.2 Dificultad del Muestreo Representativo

1.2.1 Ya que los sistemas de aguas subterráneas son mucho más complejos y mucho menos accesibles que los
        cuerpos de agua superficial, tales como los ríos y lagos, existen grandes obstáculos para lograr los requisitos
        ideales de muestreo.

1.2.2 Dichos obstáculos son técnicamente difíciles y económicamente costosos de vencer, y a menudo tienen que
        aceptarse serias limitaciones en la representatividad de las muestras de aguas subterráneas. Es muy
        importante que tales limitaciones se reconozcan completamente en la interpretación y aplicación de los
        resultados.

1.2.3 Debería considerarse la introducción de métodos mejorados cuando la necesidad de un resultado más seguro
        se justifica económicamente y donde intervengan ciertos grupos de determinantes inestables pero de
        importancia para la salud pública.

1.2.4 Las causas que conducen a una interpretación errónea a inadecuada de la condición del agua subterránea en el
        acuífero se derivan de dos grupos distintos de razones. Aquéllas relacionadas con (a) la modificación
        fisicoquímica de la muestra y (b) la complejidad hidrogeológica.

1.2.5 El acceso normal al subsuelo para el muestreo de aguas subterráneas son los pozos de un tipo a otro. De esta
        manera el grupo anterior incluye no sólo la influencia en la integridad de las muestras de aguas subterráneas de
        factores tales como tipo de muestreador, manejo, conservación y transporte de las muestras, sino también
        problemas claves asociados con la perforación y la presencia de los mismos pozos de monitoreo.

1.2.6 Una fuente aún más grave de error resulta de la frecuente falta al relacionar la escala de las redes de monitoreo
        con variaciones tridimensionales en el flujo y la calidad de las aguas subterráneas. La complejidad de los
        regímenes del transporte de contaminantes en los acuíferos a menudo es tal que, para las aplicaciones
        comunes de muestreo, se requerirá de un hidrogeólogo especializado tanto para diseñar la red como para
        interpretar sus resultados.

Figura 1
Monitoreo de la calidad del agua: filosofía y alcance del manual

 

1.3  Selección de los Parámetros Analíticos

1.3.1 Cuando el objetivo del monitoreo está relacionado con la calidad de las aguas subterráneas y/o los problemas
        de contaminación, la selección de parámetros analíticos normalmente estará impuesta por la interacción entre:

(a) El uso principal de las aguas subterráneas.
(b) La posibilidad que los parámetros así definidos se encuentren presentes en concentraciones
    problemáticas como resultado del régimen hidrogeoquímico natural y/o el carácter de cualquier carga
    contaminante que está siendo descargada al subsuelo.

1.3.2 En caso que el interés principal en las aguas subterráneas sea como fuente de suministro de agua potable,
        entonces las guías de la OMS o de otras agencias (tales como la CCE, la EPA de EE.UU., o las nacionales),
        serán pertinentes para las concentraciones máximas permisibles en el agua potable, por consideraciones de
        salud y de estética (Tabla 1). Sin embargo, debería señalarse que éstas no son necesariamente comprensivas.

1.3.3 Dichas normas también, en parte, serán apropiadas para ciertos usos industriales y agrícolas. No obstante,
        para agua de refrigeración o lavado industrial, por ejemplo, el interés puede estar restringido al contenido de
        dureza total, pH, Fe, Mn y Cl, y para la irrigación agrícola normalmente serán suficientes Na, Ca, B, C1, S04 y
        sólidos disueltos totales.

1.3.4 La identificación de grupos de parámetros con mayores posibilidades de estar asociados con una actividad que
        genera contaminación es un tema importante (Jackson, 1980; Foster a Hirata, 1988). Aquí sólo se presenta un
        resumen (Tabla 2).

1.3.5 Numerosos componentes químicos que pueden causar daño a la salud o perjuicio estético cuando están
        presentes en el suministro de agua doméstico pueden presentarse en las aguas subterráneas en forma natural,
        como resultado de las interacciones geoquímicas de agua-suelo-roca. Estos incluyen Na, C1, Mg, S04, Fe, Mn,
        As, Se y B.

1.3.6 Cuando se utilizan técnicas hidroquímicas como una herramienta en el estudio de los regímenes de flujo de
        aguas subterráneas y el comportamiento geoquímico subterráneo, los parámetros de interés incluirán pH y Eh,
        ciertos cationes (Ca, Na, K, Mg, Sr) y aniones (C1, Br. S04), equilibrio de carbonatos (ocasionando
        determinaciones de pH, Ca, Mg, HCO3), y ciertos isótopos (3H, 2H-18O, 13C-14C, 15N-16N).

1.3.7 En vista de la amplia gama de determinantes potencialmente presentes, así como el elevado costo de los
        análisis de laboratorio, en muchos casos será necesario racionalizar el programa analítico de monítoreo de
        aguas subterráneas a través de la utilización de parámetros indicadores.

1.4  Precauciones de Seguridad para el Muestreo

1.4.1 La superficie alrededor de los pozos siempre debería ser considerada cuidadosamente ya que puede existir
        riesgo de derrumbamiento, en especial alrededor de las fuentes más antiguas y en pozos de grandes
        diámetros.
        Los andamios y las escaleras pueden no ser seguros. En caso que sea necesario entrar en un pozo para
        muestrear debe emplearse un casco y andadores de seguridad apropiados, así como hacerlo con dos personas
        de apoyo para el caso de un accidente.

1.4.2 Cuando se está muestreando en un espacio limitado, tal como dentro del pozo mismo o en un sumidero o
        galería de un manantial, la atmósfera debería someterse a una prueba, en cada ocasián antes de entrar, para
        detectar la posible falta de oxígeno y la presencia de gases tóxicos y explosivos. Debido a diversas
        circunstancias pueden ocurrir acumulaciones de dióxido de carbono, metano o sulfuro de hidrógeno, siendo
        estos dos últimos explosivos. Los gases de diesel y gasolina y el monóxido de carbono provenientes de los
        motores de algunas bombas también pueden acumularse.

1.4.3 El metano, que puede originarse en el subsuelo, es mas liviano que el aire y se acumulará cerca de los techos
        de las cámaras de bombeo. El sulfuro del hidrógeno, con su olor característico a huevos podridos, es muy
        tóxico, inclusive en pequeñas cantidades.

1.4.4 Las muestras a menudo serán recolectadas durante la perforación del pozo. Por consiguiente, deben tomarse
        las precauciones normales a fin de reducir el riesgo de daño del equipo de perforación y bombeo, incluyendo la
        utilización de cascos de seguridad, botas y guantes protectores. Es conveniente el uso de ropa protectora
        adicional en caso que se espere una contaminaclón sumamente tóxica del suelo y/o de las aguas
        subterráneas.
        En caso que se presenten hidrocarburos sumamente volátiles, las máquinas de perforación deben equiparse
        con sifones de llama, amortiguadores de chispas y el equipo eléctrico no deberá permitir formar un arco voltáico
        a través de la atmósfera. También será necesario llevar equipo contra incendios.

Tabla 1
Resumen de las normas para calidad de agua potable y el comportamiento}
subterráneo de importantes contaminantes del agua subterránea
(derivado de Wilson y MacNabb, 1983 y Frankenberger, 1984)
(se omiten los pesticidas porque de ellos tienen normas publicadas)

Tabla 2
Resumen de las principales actividades que generan una
carga contaminante al subsuelo
(aquéllas consideradas de mayor importancia en América Latina y
el Caribe están en letras mayúsculas)

2.  Modificación fisicoquímica de las muestras de agua subterránea

2.1  Contaminación de Muestras a Inestabilidad de Determinantes

2.1.1 Los errores potenciales causados por el procedimiento analítico mismo, para todos los parámetros comunes,
        serán mucho menos significativos que los presentados como resultado del proceso de muestreo.

2.1.2 Cuando la inestabilidad de los determinantes y el nivel de detección requerido aumentan, los problemas
        relacionados con la modificación de la muestra rápidamente llegan a ser significativos y frecuentemente pueden
        llegar a ser críticos.

2.1.3 Los parámetros de interés común en la investigación de aguas subterráneas han sido clasificados en relación al
        nivel de detección requerido y la inestabilidad relativa (Figura 2). Esta proporciona una indicación general de
        aquellos grupos que requieren precauciones especiales.

2.1.4 En términos semicuantitativos, para aquellos componentes que tienden a aparecer en las aguas subterráneas
        en el rango de ppm, la contaminación de la muestra no es de gran preocupación en la mayoría de los
        procedimientos de muestreo. Para los componentes que son significativos en el rango ppb o menor, tales como
        metales pesados y orgánicos sintéticos, la modificación de las muestras puede ser crítica y en algunos casos
        pueden existir dificultades analíticas.

2.1.5 También se presentan serios problemas debido a la inestabilidad de los determinantes, dados los cambios
        físicos y químicos que ocurren durante la perforación de los pozos y cuando las muestras son extraídas de
        dichos pozos.

2.1.6 La mayoría de los procedimientos resultan en cambios de temperatura y presión de muestras, con pérdida de
        ciertos gases disueltos y is introducción de oxigeno atmosférico. Esto puede dar como resultado cambios en
        pH y/o Eh, y ocasionar la correspondiente modificación en las concentraciones de numerosos componentes
        disueltos. Otro problema relacionado es la pérdida de compuestos orgánicos volátiles como resultado del
        contacto atmosférico durante el procedimiento de muestreo.

2.1.7 En algunos casos las aguas subterráneas pueden ser químicamente agresivas causando corrosion o
        incrustación de las instalaciones de muestreo que presentan problemas significativos.

2.1.8 El resto del presente capítulo discutirá en forma individual cada paso del procedimiento de muestreo con el
        objéto de identificar y evaluar, en términos generales, las mayores fuentes de error que pueden presentarse en
        cada etapa.

Figura 2
Inestabilidad relativa y rangos de concentración de los principales
parámetros de interés en el monitoreo de la calidad de las aguas subterráneas

2.2   Efectos de la Instalación de los-Pozos

2.2.1 Las técnicas utilizadas para perforar pozos, recolectar muestras durante la perforación y colocar el equipo de
        muestreo puede producir cambios radicales del ambiente hidrogeoquímico dentro del acuífero. La escala y tipo
        de cambio involucrados varía con la técnica de perforación empleada.

2.2.2 Es difícil prevenir la transferencia de contaminación hacia abajo cuando una perforación pasa a través de una
       zona contaminada. El método de perforación con auger está particularmente propenso a una autocontaminación
       de este tipo. Otro problema es la contaminación de las muestras por los fluidos utilizados para perforar ya sea
       agua, lodo con base de bentonita, polímeros sintéticos, aire comprimido, etc. Tales problemas afectan los
       métodos de perforación por rotación, pero también pueden estar presentes en menor grado en la perforación por
       percusión y auger.

2.2.3 La arena o grava, y cemento o bentonita, empleados para rellenar y sellar los pozos de monitoreo pueden
        ocasionar:

(a) Cambios en pH que afectan la solubilidad de metales pesados y otros determinantes.

(b) La absorción de algunos tipos de contaminantes.

2.2.4 Es importante notar que la contaminación con oxígeno atmosférico durante la perforación es especialmente
        común, pero difícil de evaluar. En casos extremos, como cuando se perfora por medio de aire comprimido en un
        acúífero confinado, la zona alrededor del pozo de monitoreo puede permanecer aireada en forma artificial por
        algunos años después de su construcción.

2.2.5 Bajo ciertas circunstancias de instalación, los pozos pueden ilegar a ser colonizados desde la superficie por
        bacterias, introduciendo el potencial para transformaciones bioquímicas del agua en los mismos. Esto podría
        involucrar el consumo de oxígeno disuelto presente en forma natural en las aguas subterráneas y causar una
        serie de cambios asociados con la composición química del agua presente en el pozo de monitoreo.

2.2.6 Todos estos problemas pueden reducirse bombeando y limpiando los pozos de monitoreo, y las instalaciones
        de muestreo antes de su utilización. Sin embargo, la descontaminación completa puede ser un proceso difícil y
        prolongado, especialmente donde se encuentran presentes especies químicas absorbidas o donde se confronta
        la oxigenación de un sistema previamente anaeróbico.

2.3  Influencia del Método de Muestreo

2.3.1 Cualquier modificación fisicoquímica en la muestra, cuando se mueve a través de la instalación del muestreo,
        puede también causar errores en los resultados del monitoreo.

2.3.2 Materiales, tales como plásticos, metales, vidrios, adhesivos, gomas y lubricantes, utilizados para fabricar y/o
        instalar el equipo de muestreo, normalmente se seleccionan debido a su carácter relativamente inerte. En la
        mayoría de los casos, pocos tienen- la posibilidad de cambiar los resultados del monitoreo de aguas
        subterráneas. Este es especialmente el caso con equipo de alta calidad, fabricado en teflón, acero inoxidable y
        vidrio de cuarzo. Sin embargo, la posibilidad de absorción en, o la disolución de, estos materiales debe ser
        considerada en el monitoreo de metales pesados, compuestos orgánicos y organismos patógenos.

2.3.3 La fase de extracción de las muestras de los pozos de monitoreo o de las muestreadoras, junto con su
        conservación antes del análisis, es especialmente crítica. Es en este punto que se presenta el mayor riesgo de
        modificación fisicoquímica.

2.3.4 La disminución de presión en el acto de muestreo dependerá de la presión hidroestática en la muestreadora y
        del método de transferencia de las muestras a la superficie. Las disminuciones en presión tienden a causar que
        los gases disueltos y los componentes volátiles salgan de la solución.

2.3.5 Este hecho puede dar como resultado la pérdida directa de algunos componentes si no se toman medidas para
        recoger tanto la fase líquida como la gaseosa o estabilizar la muestra antes que dicha pérdida ocurra. El
        proceso afecta determinantes tales como metano y radón, así como los compuestos orgánicos volátiles.

2.3.6 La disminución de presión del ambiente también da como resultado la liberación del dióxido de carbono y otros
        gases disueltos, con un consecuente cambio en pH, lo que a su vez afecta la solubilidad de numerosos
        determinantes incluyendo Ca, Mg, y metales pesados.

2.3.7 En mayor o menor grado, los métodos de muestreo permiten contacto atmosférico alguna vez durante su
         proceso. La consecuencia normal es la modificación de la muestra debido al ingreso de oxígeno. Esto
         ocasionará el aumento de Eh, que también afecta la solubilidad de numerosos determinantes tales como Fe,
         Mn, y otros metales. Por otra parte, los oxihidróxidos pueden ser precipitados. Estos tienen capacidad de
         absorción y el proceso podría reducir la concentración de numerosos componentes, tales como metales
         pesados y compuestos orgánicos sintéticos en la fase líquida.

2.3.8 Los nuevos métodos de muestreo evitan o minimizan la contaminación atmosférica, pero vale la pena señalar
        que el oxígeno incluso se difundirá a través de polietileno y otras botellas de plástico. De esta manera, si se
        prolonga el período de almacenamiento por más de unas cuantas horas, deberían emplearse botellas de vidrio
        para las muestras, a fin de evitar esta vía de contaminación atmosférica.

3. Importancia de la complejidad hidrogeológica para el muestreo

3.1  Regímenes de Flujo de Aguas Subterráneas

3.1.1 Las características físicas de los regímenes de flujo subterráneo ejercen un importante control sobre la calidad
        de las aguas subterráneas y una influencia predominante en la distribución del contaminante.

3.1.2 La precisión de cualquier red de muestreo depende esencialmente de si éste representa adecuadamente la
        distribución espacial de los parámetros de calidad de aguas subterráneas dentro del acuífero. Esto, a su vez,
        depende de si el diseño del sistema refleja adecuadamente el flujo de agua subterránea y anticipa el transporte
        del contaminante.

3.1.3 El peligro de falsa interpretación de los resultados depende mucho de la heterogeneidad del acuífero (que
        controla la complejidad del flujo subterráneo y el transporte del contaminante) en relación a la distribución
        espacial de las instalaciones de muestreo que componen el sistema de monitoreo.

3.1.4 El régimen de flujo de aguas subterráneas es controlado por la estratigrafía regional y la estructura geológica,
        ya  que éstos controlan la localización de los afloramientos de formaciones permeables y sus capas
        confinantes de baja permeabilidad y asimismo la localización de las áreas de recarga y descarga de aguas
        subterráneas.
        Este extenso tema se presenta en numerosos textos hidrogeológicos (Custodio y Llamas, 1976; Freeze y
        Cherry,  1979). Basta con mencionar aquí que existen diferencias importantes entre el régimen de flujo de
        aguas subterráneas desarrollado respectivamente en los acuíferos sedimentarios extensos, formaciones más
        localizadas y los regolitos meteorizados de algunas rocas metamórficas e ígneas.

3.1.5 Toda agua dulce encontrada en el subsuelo debe tener, o haber tenido, una fuente de recarga. Normalmente
        esto se origina como exceso de precipitación sobre la demanda de vegetación que se infiltra a través de suelos
        permeables. Algunas veces también puede ocurrir como infiltración de ríos, lagos, canales y otras aguas
        superficiales.

3.1.6 El suelo entre la superficie y el nivel freático es conocido como la zona no saturada, porque sus poros
        contienen tanto aire como agua. La dirección del flujo en esta zona es verticalmente hacia abajo, aunque el flujo
        hacia arriba en respuesta a la succión creada por las raíces vegetales ocurre durante períodos de sequía. Este
        proceso puede extenderse en profundidades de varios metros bajo ciertas circunstancias. El movimiento natural
        del agua hacia abajo en la zona no saturada es lento (generalmente menos de 10 m/a y a menudo menos de 1
        m/a en promedio), como resultado de la baja conductividad hidráulica de suelos no saturados, debido al hecho
        que el agua es retenida en los poros más finos por las succiones que predominan.

3.1.7 Los acuíferos de poca profundidad en áreas de recarga generalmente son freáticos, pero en otros lugares el
        agua subterránea a menudo se encuentra confinada por capas menos permeables y bajo una presión
        considerable. Bajo el nivel freático predomina el flujo horizontal dirigido hacia áreas de descarga. Sin embargo,
        es importante comprender que significativos componentes verticales de flujo pueden desarrollarse localmente,
        hacia abajo en áreas de recarga y hacia arriba en áreas de descarga.

3.18 El espacio intersticial de los acuíferos se une para formar un sistema de tubos o grietas diminutos en los que el
       agua se almacena y circula muy lentamente. Todos los acuíferos poseen dos características fundamentales,
       una  capacidad para el almacenamiento y otra para el flujo de aguas. En la mayoría de los tipos de acuíferos, el
       volumen total de agua en almacenamiento es normalmente mucho más grande que el flujo anual a través del
       sistema.

3.1.9 Los sistemas de aguas subterráneas son dinámicos y el agua está continuamente en lento movimiento entre
        las áreas de recarga y descarga. Existen diferencias significativas en los regímenes de flujo de aguas
        subterráneas y el tiempo de residencia subterránea en diferentes condiciones climáticas. Una indicación de
        éstos puede encontrarse en la Figura 3. Por lo general décadas, siglos o miles de años pueden transcurrir en el
        pasaje de agua a través del ciclo hidrológico subterráneo, ya que las tasas del flujo normalmente no exceden 10
        m/d y pueden ser tan bajas como 1 m/a. (Esto se compara con tasas de más de 1 m/a para el flujo de ríos).

3.1.10 Es importante realizar mediciones piezométricas en las instalaciones de muestreo de aguas subterráneas, y
         relacionar dichas mediciones con el conocimiento anterior del régimen de flujo de aguas subterráneas. Esta es
         la única forma en que se puede realizar una interpretación satisfactoria de los resultados del monitoreo.

3.1.11 Deberán reconocerse dos situaciones esencialmente diferentes: instalaciones de muestreo muy espaciadas
          pero con profundidad similar en el mismo acuífero (o subacuífero) que pueden ser utilizadas para deducir las
          direcciones de flujo horizontal de aguas subterráneas, y un grupo de instalaciones de diferentes profundidades
          en el mismo lugar que puede ser utilizado para diagnosticar componentes verticales de flujo de aguas
          subterráneas (Figura 4).

3.1.12 Cuando se diseña los sistemas de monitoreo, es de vital importancia considerar la clase litológica del acuífero
          bajo investigación, ya que esto determinará sus propiedades y heterogeneidad hidráulica, y así el modo de
          flujo de aguas subterráneas y el transporte de contaminantes. La probabilidad de una heterogeneidad muy
          marcada en las propiedades hidráulicas del acuífero es un factor de mucha importancia en el diseño de
          sistemas de monitoreo y en la interpretación de los resultados. Se reconocen tres clase principales de
          acuíferos: (a) formaciones porosas no consolidadas, (b) formaciones porosas pero consolidadas, y (c)
          formaciones esenciallmente no porosas y consolidadas. Ejemplos de cada clase, respectivamente, serían:
          una grava aluvial, una caliza cretosa y una cuarcita.

Figura 3
Secciones hipotéticas para ilustrar típicos regímenes de flujo de agua
subterránea y tiempos de residencia subterránea bajo condiciones
(A) Humedas y (B) Semiaridas
(después de Foster & Hirata, 1988)

Figura 4
Determinación del gradiente hidráulico del acuífero y la dirección
del flujo de aguas subterráneas por medidas piezométricas
(después de Freeze y Cherry, 1979)

      

3.2  Transporte y Atenuación de Contaminantes

3.2.1  La variación en las propiedades hidráulicas entre las diferentes clases de acuíferos ejerce una gran influencia
         sobre el transporte de cualquier contaminante que ingresa al subsuelo. Es el flujo del agua subterránea el
         responsable del transporte de contaminantes dentro de acuíferos. La velocidad actual del flujo de aguas
         subterráneas en una formación porosa uniforme puede expresarse de manera más simple por:

V  =    kx    .    dh
           n          dx

donde Kx es la conductividad hidráulica de la formación en la dirección de flujo (x), dh/dx es el gradiente hidráulico, y n es la porosidad efectiva de la formación. El rango potencial de los valores de Kx y n se indica en la Figura 5.

3.2.2 Un contaminante persistente y no reactivo tenderá a migrar con el flujo de aguas subterráneas, por la así
        llamada convección o advección. La dispersión hidrodinámica (que resulta de la tortuosidad del flujo y la difusión
        molecular lateral desde áreas de elevada a baja concentración) conducen a reducciones en la concentración de
        de; contaminante y a expansión longitudinal de un frente o pulso de contaminantes (Figura 6A).

3.2.3 Donde la permeabilidad es estratificada o se presenta heterogeneidad dentro del acuífero, la dispersión
        hidrodinámica aumentará marcadamente (Figura 6B). Es importante anotar que mientras se pueden medir
        valores para el coeficiente de dispersión longitudinal en el laboratorio, tales mediciones frecuentemente son
        órdenes de magnitud menos que aquéllas representativas de las condiciones de campo, como resultado de los
        efectos de heterogeneidad macroscópico en el flujo de aguas subterráneas.

3.2.4 En acuíferos consolidados el flujo de aguas subterráneas será fundamentalmente por fisuras planas o
        semiplanas. La resistencia por fricción del flujo a través de fisuras es mucho menor que la del flujo intergranular.
        En consecuencia, las conductividades hidráulicas de las formaciones fisuradas a menudo son más elevadas
        (Figura -5), con mucha tendencia hacia la heterogeneidad hidráulica.

3.2.5 En una formación con fisuras contínuas, bien desarrolladas, de geometría simple y sin porosidad primaria, el
        transporte de contaminantes será esencialmente advectivo, por consecuencia de la limitada dispersión
        hidrodinámica acompañando al flujo en fisuras (Figura 6C).

3.2.6 Muchos acuíferos consolidados y fisurados, sin embargo, poseen una matriz que retiene su porosidad primaria.
        En algunos casos, como en ciertas calizas cretosas y tobas volcánicas, la porosídad de la matriz puede ser
        muy alta (Figura 5). En tales formaciones las tasas de transporte de contaminantes pueden reducirse mucho
        como resultado de difusión molecular (de acuerdo con los gradientes existentes de concentración entre el agua
        de la matriz porosa (Figura 6D) y de las fisuras). Si la densidad de fisuración es alta, la abertura de las fisuras
        pequeña y el gradiente hidráulico bajo, la mayor parte del agua inmóvil de la matriz porosa llegará a estar
        involucrada en el proceso de transporte de contaminantes, como resultado de la difusión molecular. Las
        velocidades resultantes de migración de contaminantes serán reducidas en proporción de la relación entre la
        porosidad primaria y la de fisuración.

Figura 5
Rango aproximado de permeabilidad y porosidad de acuíferos comunes
con indicación del efecto potencial de fisuras

Figura 6
Transporte de contaminantes, dispersión y atenuación en acuíferos
(A) homogeneos y no consolidados, (B) estratificados, (C) fisurados y
(D) Fisurados y Porosos
(después de Freeze y Cherry, 1979; Barker y Foster, 1981)

3.2.7 Ciertos contaminantes son absorbidos por las superficies de minerales arcillosos y materiales orgánicos.
        Donde éstos se encuentran presentes en los acuíferos, la tasa de migración de contaminantes será muy
        retardada con respecto al flujo de aguas subterráneas (Figura 6E), a pesar que también ocurrirá desabsorción
        cuando la concentración en la fase liquida se reduce y la partición entre la fase sélida y líquida tiende hacia un
        nuevo equilibrio.    

3.2.8 Los perfiles naturales del suelo han sido conocidos hace tiempo como capaces de eliminar muchos tipos de
        contaminantes de agua. Los procesos involucrados son numerosos pero no son activos para todos los
        contaminantes. Los procesos correspondientes operan, pero a un grado progresivamente menor, en
        profundidades mayores en la zona no saturada y saturada, especialmente en acuíferos no consolidados.

3.2.9 No todas las condiciones hidrogeológicas son igualmente efectivas en la eliminación de contaminantes, y el
        grado de atenuación también variará mucho con el tipo de contaminante y el proceso de contaminación en un
        ambiente dado. Ya que el movimiento del agua y el transporte de contaminantes desde la superficie del terreno
        a las aguas subterráneas tiende a ser un proceso lento en la mayoría de los acuíferos (Figura 3), puede tomar
        muchos años a incluso décadas antes que el impacto de un episodio de contaminación por un contaminante
        persistente llegue a ser completamente aparente en los abastecimientos de aguas subterráneas bombeadas de
        un acuífero.

3.2.10 Cuando los contaminantes poseen una densidad significativamente diferente de agua y/o una tendencia a ser
        inmiscible con agua, o de solubilidad limitada en agua, tales propiedades ejercen un control dominante sobre su
        distribución subterránea. Esto necesita cuidadosa consideración en el diseño de sistemas de monitoreo y en la
        interpretación de los resultados.

3.2.11 El caso más común es el de las aguas subterráneas salinas, relacionadas, por ejemplo, con la intrusión
          costera, para las cuales las distribuciones típicas en profundidad se indican en la Figura 7.

3.2.12 Los hidrocarburos representan un gran grupo de contaminantes potenciales que son relativamente inmiscibles
          con el agua. Se pueden dividir en dos grandes clases: los tipos aromáticos de baja densidad que tienden a
          flotar sobre el nivel freático (Figura 8A), y compuestos halogenados de alta densidad que tienden a sumergirse
          a la base de los acuíferos (Figura 8B), después de derrames o grandes descargas en la superficie del terreno.

3.3  Controles Naturales sobre la Calidad de Aguas Subterráneas

3.3.1 Mientras el agua se infiltra y fluye dentro de un acuífero se desarrolla químicamente por interacción con los
        estratos subterráneos (Freeze y Cherry, 1979). Con frecuencia se observa que los sólidos totales disueltos y
        las concentraciones de muchos iones importantes aumentan con el tiempo de flujo y la mayor profundidad o en
        áreas de descarga natural del acuífero.

3.3.2 La secuencia evolucionaria de la hidroquímica, tanto de elementos mayores como menores, empieza en el
        suelo, que ejerce una gran influencia sobre el carácter químico de las aguas subterráneas. El suelo tiene la
        capacidad de generar niveles significativos de acidez, principalmente debido a la generación de dióxido de
        carbono.

3.3.3 En todos los acuíferos cuya química se amortigua por la presencia de minerales calcáreos, esta acidez será
        neutralizada con la disolución de iones de calcio, magnesio y bicarbonato. En los acuíferos no calcáreos puede
        existir reacción con minerales de arcilla (silicatos de aluminio), que da como resultado la disolución de aluminio
        y otros metales.

3.3.4 Otros cambios secuenciales en la calidad de las aguas subterráneas ocurren como resultado de las reacciones
        con ácido-base y la oxidación-reducción de ciertos minerales. Estos procesos muestran amplia variación en los
        diferentes tipos de formación geológica que pueden actuar como acuífero. Adicionalmente, la disolución de
        cloruro de sodio y la oxidación de pirito (sulfuro de hierro) juegan un rol fundamental en el control de las
        concentraciones de varios cationes, cloruros y sulfatos.

3.3.5 Los procesos de oxidación-reducción son de especial importancia en el control de la solubilidad y estabilidad
        de muchos elementos que fácilmente ganan o pierden electrones, tales como hierro, manganeso, nitrógeno,
        sulfuro, arsénico y muchos otros. Las lluvias que se infiltran normalmente están casi saturadas para la
        temperatura ambiental con oxígeno disuelto. Mientras en suelos de grano fino este oxígeno puede ser
        consumido por procesos bioquímicos, en muchas situaciones niveles significativos persisten en las aguas
        subterráneas. Es bastante común en la zona saturada de los acuíferos no confinados mantener un medio
        ambiente oxidado. Bajo tales condiciones el hierro y el manganeso son efectivamente insolubles y el nitrato y
        sulfato son las formas estables del nitrógeno y sulfuro, respectivamente.

3.3.6 El oxígeno disuelto es, sin embargo, consumido durance el proceso de flujo de aguas subterráneas, tanto no
        saturada como saturada, como resultado de la oxidación de material orgánico natural de la matriz del acuífero y
        minerales que se presentan en forma natural, tal como el pirito. La tasa de consumo del oxígeno es altamente
        variable con el tipo de suelo, acuífero y clima. En casos extremos el oxígeno disuelto puede persistir en las
        aguas subterráneas por siglos o quizás más tiempo. Sin embargo, donde se consume, el ambiente sería
        anaeróbico, y bajo tales condiciones los minerales de hierro y manganeso y muchos otros elementos pueden
        llegar a ser solubles y móviles.

Figura 7
Sección vertical hipotética para ilustrar la distribución costera de aguas
subterráneas frescas y saladas en un acuífero no bombeado
(A) Inconsolidado homogeneo y (B) Fisurado y consolidado

Figura 8
Distribución subterránea de hidrocarburos (A) Aromáticos de baja densidad
y (B) Halogenados de alta densidad después de un gran derramamiento
en la superficie
(después de Lawrence y Foster, 1987)

 

3.3.7 El intercambio de iones y los procesos de absorción y desorción en minerales arcillosos y materiales
        orgánicos,  también juegan un rol importante en la secuencia evolucionaria de la química de los iones
        principales en el agua subterránea, especialmente en la concentración de cationes (calcio, magnesio y sodio).

3.3.8 Es importante tomar en cuenta !os procesos que controlan la hidroquímica natural porque afectarán la movilidad
        y el destino de muchos contaminantes que se introducen en las aguas subterráneas.

3.4   Influencia de Hidráulica de pozos en el Muestreo

3.4.1 El acceso a los acuíferos para monitoreo normalmente es proporcionado por los pozos. Una causa importante
        de los problemas de muestreo se encuentra en el, hecho que la construcción de pozos perturba el régimen del
        flujo natural de las aguas subterráneas.

3.4.2 Esto es especialmente verdad para pozos de monitoreo de filtro largo o sin revestimiento en áreas de recarga o
        de descarga del acuífero, donde los componentes de flujo vertical son importantes (Figura 10). Tales pozos
        generalmente son muy engañosos para el propósito de muestreo y monitoreo. Ellos también conducen a la
        modiificación de la calidad natural de las aguas subterráneas por transferencia vertical del agua dentro del
        acuífero y la redistribución de cualquier contaminante presente, con el riesgo de permitir una penetración más
        rápida de los mismos. Las muestras representativas de aguas subterráneas son imposibles de obtener de tales
        pozos, cualquiera sea el método de muestreo que se utilice.

3.4.3 Lo mismo se aplica a los pozos de monitoreo de construcción similar localizados en la cercanía de pozos de
        bombeo, excepto que en  este caso el flujo local estará concentrado a través de los mismos pozos de
        monitoreo por los estratos mas permeables que se unen a los pozos de monitoreo y de producción.

Figura 9
Sección vertical hipotética de un sistema típico de aguas subterráneas
para ilustrar el efecto de los componentes verticales del flujo sobre los
pozos de monitoreo sin revestimiento o con filtros largos

 

4.  Métodos comunes del muestreo y sus limitaciones

4.1  Comentarios Introductorios

4.1.1 Los métodos comúnmente utilizados incluyen el muestreo de la descarga de pozos de producción o durante la
        perforación del pozo, y la toma de muestras de pozos no bombeados. Estos se describen en las siguientes
        secciones.

4.1.2 Todos tienen graves limitaciones en lo referente a la determinación de la calidad del agua subterránea. Estas,
        unidas a sus ventajas, se presentan en la Tabla 3, se ilustran en la Figura 11 y también se discuten en las
        siguientes secciones.

4.2  Descarga de Pozos de Producción

4.2.1 Este es el método de muestreo de aguas subterráneas que mas comúnmente se practica. En muchos casos
        todavía puede ser el único de uso rutinario.

4.2.2 Las aguas subterráneas se recogen normalmente en una botella de un grifo o de una tubería en la cabecera del
        pozo, en muchos casos en condiciones inadecuadas para recoger muestras sin aeración. En circunstancias
        donde no exista tal instalación, el muestreo a menudo se realiza en la toma más cercana del sistema de
        distribución de agua, que puede estar a alguna distancia del pozo y/o aguas abajo de un tanque de
        almacenamiento.

4.2.3 Las muestras de aguas subterráneas que se obtienen de este modo están sujetas a limitaciones muy
        significativas si el objetivo del muestreo es la evaluación química del regimen hidráulico subterráneo y no la
        vigilancia de la calidad del agua potable. Aún para este último propósito, se tiene que tener cuidado en el
        muestreo para interpretar la calidad del agua de abastecimiento correctamente.

4.2.4 Dichas limitaciones surgen de dos problemas fundamentales:

(a) La gran incertidumbre y significativa variabilidad del origen de la muestra.

(b) La modificación de la muestra debido a contaminación por la planta de bombeo, por entrada de aire
     y por la desgasificación y las pérdidas volátiles causadas por turbulencia hidráulica.

4.2.5 Las muestras bombeadas desde pozos de producción pueden estar compuestas por cualquier mezcla de agua
        subterránea que penetra a toda la rejilla de la perforación, que normalmente será más de 10 m y en muchos
        casos más de 50 m de profundidad (Figura 10). Por consiguiente, el método es adecuado sólo si la calidad de
        las aguas subterráneas es verticalmente uniforme o si una muestra integrada de composición promedio es
        relevante.

Tabla 3
Características principales de los métodos comunes de muestreo de aguas subterráneas

Figura 10
Comparación esquemática de las limitaciones de los métodos comunes
de muestreo de aguas subterráneas

       Por otra parte, si los detalles de construcción del pozo de producción no se conocen con seguridad, entonces la
       interpretación del análisis de la muestra estará sujeto a grandes errores.

4.2.6 En todos los casos de contaminación del acuífero, y en algunos de variación de la calidad natural, existirán
        importantes variaciones verticales en la química de las aguas subterráneas. Bajo tales condiciones, la
        composición de la muestra mezclada que se obtienen de un pozo de producción variará con la construcción del
        mismo y su hidráulica y con el tiempo de bombeo, ya que le puede tomar varias horas o más para el régimen
        del pozo alcanzar equilibrio, en especialmente en pozos de gran diámetro (Figura 11).

Figura 11
Variación de la calidad de agua de un pozo de producción
municipal, sujeto a contaminación microbiológica persistente, con el
tiempo de bombeo

4.2.7 Cualquier contaminante, o indicadores de calidad, presente en este tipo de muestra serán diluidos grandemente
        por las aguas subterráneas provenientes de otras profundidades en el acuífero, al menos en un período inicial de
        algunos meses o años. Esto, unido a las variaciones significativas en la calidad de la descarga de aguas
        subterráneas asociada con los ciclos de bombeo, significa que se requerirán muestras regulares por algunos
        años para identificar la contaminación de las aguas subterráneas (Figura 12), tiempo en el que un gran volumen
        del acuífero podría haberse contaminado y así el problema persistirá por muchos años más.

Figura 12
Concentraciones de nitrato en agua proveniente de un pozo
de abastecimiento municipal y de un pozo de monitoreo superficial cercano
en un área que experimenta contaminación difusa severa proveniente de prácticas agrícolas
(después de Parker y Foster, 1986)

4.2.8 El grado de la variación quimica de las muestras obtenidas de pozos de producción, comparado con las aguas
        subterráneas del acuífero, sera resultado del diseño de pozo de bombeo, de la profundidad de la instalación de
        la bomba y de las instalaciones para la recolección de muestras del pozo.

4.2.9 Los problemas relacionados con las bombas de impulsión-succión, de las sumergibles eléctricas y otras
        comunes de pozos de producción, se discutirán posteriormente (5.2 y 5.4). Todas tienen problemas
        significativos, en especial en lo referente a los determinantes inestables, tales como los parámetros sensitivos:
        pH-Eh, metales pesados y componentás orgánicos volátiles. Por otra parte, las tomas de muestreo de pozos
       de producción frecuentemente están mal diseñados y es inevitable una gran aeración de las muestras recogidas.

4.3   Muestreo durante Perforación de Pozos

4.3.1 La recolección de muestras durante la perforación de pozos es una práctica muy recomendable, ya que
        representa una oportunidad para investigar las variaciones verticales de la calidad de las aguas subterráneas
        dentro de un acuífero a un costo adicional pequeño. Por otra parte, la información que se obtenga será muy útil
        para el diseño final del mismo pozo, ya que los obtenga que contienen aguas subterráneas de mala calidad
        pueden ser sellados.

4.3.2 Algunos métodos de perforación, tales como las técnicas de percusión y rotario con aire, permiten fácilmente la
         recolección de muestras de suelo y agua durante perforación con relativamente pocos problemas, aunque
         todas las muestras obtenidas de esta manera estarán sujetas a alguna perturbación y contaminación
         atmosférica.
         Otros métodos, aquéllos que emplean lodo, presentan dificultades mucho mayores debido a la necesidad de
         limpiar el pozo antes del muestreo en cada intervalo elegido.

4.3.3 Las muestras normalmente se recogen con vaciadoras mecánicas o por bombeo aéreo, si la máquina de
        perforación está equipada con un compresor de aire (Figura 13). La práctica preferida es recoger una muestra
        en el primer brote de agua y posteriormente a intervalos regulares de profundidad (al menos cada 10 m) hasta
        llegar a la profundidad final.

4.3.4 La principal limitación de tales muestras está en que tienen muchas posibilidades de estar contaminadas como
        resultado del contacto con el Fluido de perforación y con el oxígeno atmosférico, y no ser completamente
        representativas de la profundidad de la cual fueron extraídas debido a la contaminación desde niveles más altos
       .en el mismo pozo (Figura 10). Por lo tanto, la ausencia de ciertos compuestos inestables no probaría
        necesariamente que éstos no están presentes en el acuífero.

4.4 Muestreo de Pozos no Bombeados

4.4.1  Esto se realiza bajando un aparato de muestreo (conocido como un vaciador o cuchara, recogemuestras o
         muestreador de profundidad) dentro de la columna del pozo, permitiendo que se llene con agua a una
         profundidad conocida antes de cerrarlo y subirlo para transferir la muestra a una botella.

4.4.2  Debido a su precio económico, fácil operación y mantenimiento, excelente portabilidad y casi ilimitada
         capacidad de profundidad, el equipo de este tipo ha sido ampliamente utilizado para el muestreo y monitoreo
         de la calidad de las aguas subterráneas (Figura 14). Sin embargo, tales técnicas presentan serias limitaciones
         en los pozos no bombeados (estáticos) del filtro largo o de pared abierta, debido a la inseguridad acerca del
         origen de la muestra.

Figura 13
Bombeo aereo tradicional para el muestreo de aguas subterráneas
durante la perforación de un pozo

4.4.3 Entre este tipo de muestreador el más utilizado es el vaciador. El vaciador estándar generalmente es empleado
         como un accesorio de perforación y consiste en un tubo abierto con una válvula de retención en el fondo (Figura
         14B). Cuando el vaciador ha sido bajado a la profundidad deseada en la columna del pozo, se tira hacia arriba
         bruscamente a fin de cerrar la válvula y retener la muestra durante su traslado a la superficie.

4.4.4 Otros muestreadores de toma son diseñados específicamente para monitorear la calidad de las aguas
        subterráneas. Por lo tanto son más pequeños, fabricados con materiales especiales y emplean diferentes
        mecanismos para cerrar la válvula de retención. Estos mecanismos varían desde un cable con mensajero
        pesado que baja el cable en el cual está suspendido el muestreador para cerrar los topes de goma, hasta
        válvulas operadas electromagnéticamente y cerradas mediante el paso de una vibración de corriente eléctrica
        desde baterías en la superficie (Figura 14A).

4.4.5 La principal limitación de todo muestreador de toma es la incertidumbre acerca de la profundidad del acuífero
        desde la cual se origina la muestra, a pesar que fue recogida desde una profundidad conocida del pozo de
        monitoreo (Figura 10). Un problema secundario es que la mayoría de los muestreadores tradicionales pueden
        dejar que ocurra una modificación en los determinantes inestables debido a aeraci6n, desgasificación y
        pérdidas volátiles.

4.4.6 Las hidráulicas de los pozos estáticos son complejas, normalmente con el ingreso de las aguas subterráneas
        sobre un intervalo de profundidad limitado, dependiendo del gradiente de presión vertical y de la distribución de
        permeabilidad en profundidad. Ya que éstos no serán conocidos, es imposible establecer el origen preciso de
        las muestras recogidas desde una profundidad dada sin investigación independiente. Este efecto será
        especialmente significativo en pozos abiertos sobre un gran intervalo de profundidad del acuífero no confinado en
        áreas con fuerte descarga de aguas subterráneas, de las cuales será imposible recoger cualquier muestra de
        poca profundidad en la que puede existir potencial contaminación.

4.4.7 Generalmente, las muestras puntuales no deberían recogerse en la sección del pozo con revestimiento sin
        ranuras, ya que aquí el agua no podría haberse originado a la profundidad correspondiente y, bajo condiciones
        estáticas, es posible que hubiera sido significativamente alterada por reacciones químicas y/o actividad
        microbiológica (Figura 15). No obstante, en caso que esta agua estancada pueda ser extraída por bombeo y en
        caso que el pozo tenga solamente un intervalo pequeño de rejilla se pueden obtener muestras útiles.

Figura 14
Equipo de muestreo de toma:
(A) Muestrador estandar de profundidad, (B) Vaciador
(C)Vaciador comprimido mejorado (Young y Baxter, 1985), con
(D) Filtro en línea y cámara de muestreo dedicada
(después de Johnson, et al., 1987)

Figura 15
Perfiles de oxígeno disuelto en pozos de monitoreo no bombeados que
demuestran que el agua almacenada dentro de un espacio con recubrimiento
natural no es representativa

5.Desarrollos en bombas de muestreo de pozos

5.1 Comentarios Introductorios

5.1.1 Dejando de lado el problema del control sobre la profundidad del muestreo, son muy relevantes los numerosos
        adelantos en el equipo de bombeo para el muestreo desde pozos en los esfuerzos por mejorar las prácticas de
        monitoreo de aguas subterráneas.

5.1.2 Las características de las bombas de muestreo de pozos se resumen en la Tabla 4. Algunos de estos
        adelantosforman componentes integrales de las técnicas perfeccionadas de muestreo de pozos, lo que se
        explica posteriormente (6.2 y 6.3), ya que son necesarios para impulsar el agua a la superficie en las
        instalaciones de muestreo descritas.

5.2   Técnicas de Impulsión por Succión

5.2.1 Estas técnicas trabajan según el principio de impulsión de agua a la superficie aplicando una succión (presión
        negativa o vacío parcial) a un tubo bajado dentro del pozo. La succión se aplica, ya sea en forma indirecta,
        mediante un frasco de recolección de muestras en la superficie, o directamente en el centrífuga de superficie.

5.2.2 En el arreglo anterior, las bombas de bajo volumen, peristálticas y de vacío manual son las de uso más común,
        y el frasco de recolección de muestra es de un litro de volumen (Figura 16A). Dichas bombas son fáciles de
        conseguir a costos relativamente bajos (Scalf, et al., 1981) .

5.2.3 Una gran ventaja de este equipo de muestreo es que es fácil de transportar, especialmente la bomba de vacío
        manual que no requiere una fuente de energía eléctrica. Su principal limitación es que el limite de impulsión
        está restringido, en la práctica, a menos de 8 m, lo cual excluye su uso en pozos con niveles de agua
        profundos.

5.2.4 Además este método tiene una tendencia marcada a originar polarización en los resultados del muestreo,
        debido a la desgasificación, volatilización y contaminación atmosférica (Gillham, et al., 1983). Por lo tanto,
        no es conveniente para determinantes inestables.

5.2.5 El uso de bombas centrífugas también tiene algunos de estos problemas y la necesidad de prepreparar tanto la
        línea de succión como la caja de bomba con agua (Figura 16B) es una fuente potencial de contaminación de la
        muestra, como lo es el contacto de la muestra con las partes internas de la bomba.

5.2.6 La ausencia de un adecuado control sobre la tasa de bombeo hace difícil obtener las muestras sin causar
        desgasificación y aeración.

       Un estudio realizado por Stolzenburg y Nicholas (1986) indica que las bombas centrífugas pueden inducir una
       aeración violenta en la muestra y la consecuente pérdida de hierro (por la precipitación de los hidróxidos de
       hierro coloidales) y otros metales (por absorción en estos hidróxidos). Las bombas peristálticas de bajo índice y
       las manuales de vacío deberían funcionar mejor a este respecto.

5.3   Métodos de Impulsión con Gas

5.3.1 La impulsión con gas, que es diferente a la inyección de gas, implica utilizar un gas comprimido (normalmente
        nitrógeno) a fin de impulsar una columna de agua hacia arriba del pozo, sin la formación de burbujas para
        reducir densidad.

Figura 16
Tipos de equipo de bombeo de impulsión a succión:
(A) Bomba peristaltica (después de Scalf, et al., 1981)
(B) Bomba centrífuga (después de Hofkes y Visscher, 1986)

Figura 17
Métodos de bombeo de inyección de gas
(A) Operación del sistema de dobre tubo (después de Gillman, et al., 1983)
(B) Diseño e instalación de bomba de rendimiento continuo unida
al muestreo de sorción en el lugar de origen
(después de Pettyjohn, et al., 1981)

5.3.2 El arreglo más sencillo consiste en dos tubos bajados dentro del pozo; el gas comprimido es inyectado por un
         tubo y esto impulsa el agua por el tubo de descarga. Instrumentos más avanzados utilizan los sistemas de
         doble tubo dentro de la válvula de retencion para prevenir que el agua sea expulsada del pozo hacia el acuífero
         (Figura 17A).

5.3.3 El procedimiento básicamente implica inyectar gas comprimido al pozo, a una presión más elevada que la
         hidrostática, para cerrar la válvula de retencíón a impulsar la columna de agua en el tubo de descarga hacia la
         superficie donde puede recolectarse. Una presión operacional de 0.1 at.m mayor que la hidrostática es
         recomendada, aunque una amplia gama de valores ha sído reportada (Nielsen y Yeates, 1985).

5.3.4 A diferencia de los métodos de impulsión a succión, los métodos de inyeccíón de gas no tienen virtualmente
        límites de profundidad, aunque existe el riesgo de ruptura de la tubería y de los conectores a elevadas presiones
        de gas. Estos son, en general, métodos de bajo costo y relativamente fáciles de transportar cuando son
        utilizados para el muestreo de pozos de monitoreo poco profundos, para los que se puede utilizar una bomba
        manual de gran capacidad (Nielsen y Yeates, 1985).

5.3.5 Sin embargo, para pozos profundos, se requiere un poderoso compresor de aire o un tanque de gas comprimido
        junto con una tubería reforzada. Estos reducen la portabilidad a incrementan el costo.

5.3.6 Estos tipos de bombas producen un flujo discontinuo, y puede ser necesario aplicar la presión de gas varias
         veces para obtener un volumen adecuado de muestra. Para superar dicha limitación, se ha desarrollado una
         bomba activada con aire y de flujo continuo (Tomson, et al., 1980). Esta consiste de dos bombas en series
         (Figura 17B), que proporciona un flujo continuo alternando la etapa de llenado y vaciado de cada bomba. Los
         materiales utilizados en la construcción de esta bomba se revisten con vidrio y teflen para evitar la
         contaminación de las muestras.

5.3.7 Pueden utilizarse otros modelos como muestreadores instalados en forma permanente, a profundidades
        seleccionadas sin necesidad de rejillas o revestimientos en el pozo. Aunque esto permite una disminución
        significativa en el costo de pozos de monitoreo, el mantenimiento presenta un problema (Norman, 1986).

5.3.8 Se cree que el uso de la presión positiva de gas para impulsar el agua a la superficie da como resultado menos
        modificación química a la muestra que los métodos de impulsión á succión (Gillham, et ál., 1983). Una
        despresurización de la muestra debe ocurrir entre el pozo de monitoreo y la superficie, con la contaminación de
        la muestra y pérdidas volátiles en la interfase gas-agua. El uso de un instrumento mecánico de control de flujo
        (tal como una válvula de retención o válvula de bola) podría reducir estos problemas.

5.3.9 Deberían evitarse las altas tasas de flujo durante la recolección- de la muestra a fin de prevenir su aeración en
        el recipiente de recolección. La primera y última agua obtenida no deberían muestrearse porque tienen más
        posibilidades de estar modificadas o contaminadas.

5.4 Equipo Sumergible de Desplazamiento Positivo

5.4.1 Bombas Centrífugas

(a) Las bombas centrífugas sumergibles que son accionadas por motores eléctricos acoplados (Figura 18A) han
     tenido por mucho tiempo una utilización muy difundida en pozos de agua. El interés primordial en el desarrollo de
     estas bombas era extraer agua desde profundidades mucho mayores, con la mayor eficiencia posible.

(b) Sin embargo, dichas bombas no están adaptadas eficientemente para use en el monitoreo de la calidad de aguas
     subterráneas, a causa de su relativamente mayor diámetro, considerable peso y a la necesidad de un suministro
     de electricidad o un generador de alta capacidad. Por este motivo no son muy portátiles. Por otra parte, las
     bombas normalmente no están fabricadas con materiales inertes, y en algunos casos, sus motores pueden
     contener lubricantes que pueden causar autocontaminación de las muestras recogidas (Scalf, et al., 1981;
     Gillham, et al., 1983; Nielsen y Yeates, 1985).

(c) Una nueva generación de bombas centrífugas sumergibles, que se basan en la acción de engranajes, han sido|
     diseñadas específicamente para el monitoreo de la calidad de las aguas subterráneas. Las características
     relevantes de diseño incluyen fabricación con materiales inertes (acero inoxidable y teflón), pequeño diámetro
     (50-80 mm), gran portabilidad como resultado de su poco peso y el uso de baterías de autos o un pequeño
     generador (6-24 voltios) como suministro de energía, así como fácil limpieza y mantenimiento (Nielsen y Yeates,
     1985). La acción de la bomba se consigue mediante un par de engranajes de teflón que se hacen rotar por medio
     de un pequeño motor eléctrico de gran eficiencia montado dentro de la unidad de bombeo.

(d) Transmisión por rotación helicoidal también está siendo utilizada en las bombas de muestreo de aguas
     subterráneas (Figura 18B). Cuando se gira, el montaje del rotor actúa en forma centrífuga para impulsar el agua
     hacia el tubo de descarga y, cuando está estático, actúa como-una válvula de retención que previene el contraflujo
     del agua hacia el pozo (Hofkes y Visscher, 1986, Tales bombas gozan de la mayoría de las ventajas de aquéllas
     que se basan en la acción del engranaje de lugares de muestreo y tienen límites de profundidad de
     aproximadamente 125 m (Nielsen y Yeates, 1985).

Figura 18
Bombas electricas sumergibles
(A) Bomba centrífuga estandar para extracción de agua
(después de Hofkes y Visscher, 1986)
(B) Bomba de monitoreo con rotor helicoidal mejorado
(después de Nielsen y Yeates, 1985)

(e) La mayoría de estas bombas no permite el control sobre la tasa de flujo. Esto puede resultar en aeración y
    desgasificación de las muestras durante la recolección en la superficie, si las tasas son excesivas. Otro problema
    es la frecuente presencia de sedimento de lodo y arena en los pozos de monitoreo que puede resultar en daño a
    los rotores y engranajes que, en consecuencia, requerirán reemplazo frecuente.

5.4.2 Bombas de Pistón

(a) Las bombas de pistón también han sido tradicionalmente utilizadas para el suministro de agua, empleando una
    amplia gama de fuentes de energía que incluye motores de superficie eléctricos, diesel o a gasolina, energía
    manual, eólica y solar. Recientemente se han construido algunas bombas similares, específicamente para el
    monitoreo de la calidad de las aguas subterráneas.

(b) Estas bombas consisten esencialmente de un cilindro fijo que contiene un pistón que se mueve de arriba hacia
     abajo por la aplicación del gas comprimido. En su movimiento hacia arriba, el agua pasa a la válvula de retención
     y entra a la cámara de muestreo. Se aplica gas comprimido para cerrar la válvula de retención, y el pistón
      impulsa el agua hacia la superficie mediante la tubería de descarga.

(c) Los modelos pueden variar desde los muy simples de acción sencilla hasta los más sofisticados de doble acción.
     Una versión simple y económica puede dedicarse individualmente a un pozo de monitoreo o en grupo a un pozo
     de monitoreo múltiple (Figura 19). Se puede construir utilizando materiales de fácil obtención, tales como jeringas
     de plástico de 50 ml quitando el tronco del émbolo y conectando el extremo a una tubería de presión (Gillham, et
     al.,  1983).
     Las bombas de pistón manuales también se están desarrollando para monitorear la calidad de las aguas
     subterráneas, en vista de su facilidad de transportación.

(d) Las bombas de pistón de doble acción también han sido desarrolladas para el monitoreo de la calidad de las
    aguas subterráneas (Scalf, et al., 1981). Esta bomba consiste de dos cámaras de agua conectadas en línea con
    una cámara de gas entre ellas, en la cual están montados los pistones. En la carrera ascendente el agua llena la
    cámara más baja y es expulsada de la superior, y viceversa, durante la carrera descendente. Las válvulas de
    retención controlan el ingreso y descarga del agua de cada cámara.

(e) Un panel de interruptores controla la entrada y salida de gas que hace que los pistones se muevan de arriba hacia
     abajo. Esta unidad permite el uso de una tubería de gas simple bajo presión constante, que es más económico y
     previene errores de operación causados por la aplicación incorrecta en las etapas de compresión-descompresión,
     como puede ocurrir en las bombas de pistón de simple acción.

(f) Gillham, et al. (1983) consideran que todas estas bombas son aptas para el monitoreo de la calidad de las aguas
    subterráneas porque la fuente de energía del gas comprimido se encuentra aislada del agua que está siendo
    muestreada (en contraste con lo que ocurre con los métodos directos de inyección de gas) y por su facilidad de
    transporte y el costo relativamente bajo de algunos modelos. Algunos problemas de modificación de la muestra
    pueden originarse en los casos en que las bombas no se fabrican con materiales inertes y cuando el vació se
    forma por acción del pistón.

Figura 19
Bomba de pistón simple con impulsión por gas instalada
en un pozo múltiple de monitoreo
(después de Pickens, et al., 1978)

5.4.3 Bombas de Diafragma

(a) Este tipo de bomba, operada con gas, trabaja en forma similar a la bomba de pistón, pero en este caso la fuerza
     que conduce el agua a la superficie es ejercida por la presión del diafragma flexible lleno de gas. De esta manera
     el gas comprimido no entra en contacto con la muestra de agua. En otros modelos el diafragma está lleno de
     agua. Una válvula de retención previene el flujo de retorno del agua recogida desde la tubería de descarga. Un
     diseño perfeccionado de la bomba de diafragma se muestra en la Figura 20. Los modelos recientes han sido 
     diseñados utilizando materiales inertes tales como teflón y acero inoxidable, pero se encuentran entre los más
     caros de todas las bombas de muestreo.

(b) El muestreo se consigue de manera similar al de las otras bombas de impulsión por gas, aplicando y liberando la
     presión del gas en etapas alternativas. Primero se baja la bomba a la profundidad deseada y se presuriza. Cuando
     la presión es liberada, la bomba se llena con agua y con la reaplicación de la presión al diafragma, se obliga al
     agua a emerger en la superficie. Se puede conseguir un flujo de agua casi continuo repitiendo este ciclo.

(c) Las tasas de flujo de la bomba y la capacidad de impulsión son controlados variando la frecuencia a intensidad del
     ciclo de presión del gas. Las tasas máximas son de aproximadamente 2 1/min y la mayoría de los modelos
     puede operar en una inmersión de por to menos 60 m (Nielsen y Yeates, 1985).

(d) Debido a que el gas inyectado no entra en contacto con la muestra de agua, a la capacidad para controlar las
     tasas de bombeo y a la posibilidad de construcción con materiales inertes, las bombas de diafragma son
     consideradas una opción favorable para una amplia gama de condiciones del monitoreo (Barcelona, et al., 1985;
     Muska, et al., 1986). Sin embargo, su elevado costo de capital y la necesidad de divisas para su importación,
     limitará su utilización.

5.4.4 Bombas Inerciales

            (a) Aunque tradicionalmente fueron utilizadas para la extracción de aguas subterráneas en áreas rurales, nuevos
                modelos de bombas inerciales, manuales o mecánicas, han sido diseñados especialmente para monitoreo.

            (b) Estas son sencillas de instalar y operar, y consisten en un tubo de descarga provisto de una válvula de paso en
                la parte baja que se mueve de arriba hacia abajo mediante un mango de palanca o un motor de gasolina en la
                superficie (Figura 21).

(c) La válvula de pie permite la entrada del agua en el recorrido descendente; el agua retenida en el recorrido
     ascendente y, por inercia, en el siguiente recorrido descendente será elevada por el agua adicional que ingresa a
     la tubería. De esta manera se produce un flujo continuo de agua.

(d) Para el muestreo de aguas subterráneas, tanto la tubería de descarga como la válvla de pie pueden constrirse
     utilizando materiales inertes, tales como polietileno flexible de alta densidad, teflón, pvc rígido o acero
     inoxidable para la tubería de descarga, y teflón y debrín (una resina acetal termoplástica) o acero inoxidable para
     la válvula de pie (Rannie y Nadon, 1988).

Figura 20
Bomba de diafragma con impulsión por aire para
el monitoreo de aguas subterráneas
(después de Scalf, et al., 1981)

Figura 21
Bomba inercial manual de bajo costo para el monitoreo de aguas subterráneas
(después de Rarnie y Nadon, 1988)

 

 

6. Técnicas mejoradas para el muestreo de pozos existentes

6.1 Comentarios Introductorios

6.1.1 Las limitaciones más serias de las prácticas tradicionales utilizadas para muestrear aguas subterráneas de pozos ya
        existentes han sido identificadas como:

(a) Inseguridad acerca del origen de la muestra debido a la ausencia de un control adecuado de la profundidad del
      muestreo.

b) Transformación y/o pérdida de los componentes inestables debido a las técnicas de muestreo inadecuadas, y
     como consecuencia de procesos tales como el ingreso de oxígeno atmosférico, la precipitación de los
     determinantes sensibles de pH seguidos de la pérdida de C02 disuelto y la liberación de compuestos volátiles.

6.1.2 Este capítulo describe algunos métodos sofisticados de muestreo que están siendo introducidos para solucionar o reducir
        estos problemas. Sin embargo, un aspecto vital - el diseño a instalación de los pozos de monitoreo perfeccionados - es el
        objeto de todo el siguiente capítulo, en vista de su importancia.

6.1.3 Debería señalarse que los métodos descritos, (que se creen son los más apropiados para ser introducidos limitada y
        selectivamente en América Latina y El Caribe durante las próximas dos décadas), tienen sus ventajas individuales y
        limitaciones específicas (Tabla 5). En algunos casos, su introducción incrementará considerablemente los costos de
        muestreo y monitoreo.

6.1.4 Parte del equipo puede ser fabricado localmente, debido a la disponibilidad de materiales apropiados; sin embargo, es
        probable que otros insumos tienen que ser importados aún en el futuro.

6.2    Nuevas Técnicas para Determinantes Inestables

6.2.1 Técnicas de Toma Modificadas

         (a) Los muestreadores simples de toma y los vaciadores descritos anteriormente (4.4) sufren problemas de modificación de
              la muestra, especialmente debido a aeración, desgasificación y pérdidas volátiles y, en algunos casos, a sorción de los
              contaminantes o la contaminación de las muestras por los materiales de los que están construidos. Versiones
              herméticamente selladas y fabricadas de materiales inertes han superado grandemente dichos problemas (Muska, et al.,
              1986).

        (b) Las mejoras incluyen el desarrollo de -una válvula de retención dual y de los vaciadores comprimidos (Figura 14C), que se
             cierran durante el descenso dentro de la columna del pozo, para evitar la contaminación antes del muestreo a la
             profundidad deseada.

Tabla 5
Resumen de las características de las tecnicas mejoradas
de muestreo de aguas subterráneas

 

            En algunos modelos se han introducido secciones estrechas (Figura 14D) para mantener la muestra a presión del sitio y
            de esta manera evitar pérdidas volátiles y gaseosas durante su retiro y traslado.

        (c) Un muestreador neumático de toma también ha sido desarrollado, utilizando el cuerpo y el émbolo de una jeringa de 50 ml
             conectada a una tubería de aire (Figura 22). Una presión positiva (o negativa) es aplicada para activar el émbolo cuando el
             muestreador se ha bajado a la profundidad deseada para recoger la muestra. Entonces se recoge la jeringa independiente
             de la tuberfa de gas, sellada y empleada como un envase temporal para el transporte de la muestra al laboratorio sin que
             sufra cambio de la presión.

6.2.2 Técnica de Medición in Situ

(a) Un desarrollo lógico para la medición de los parámetros indicadores esenciales y de los determinantes inestables es su
     medición directa dentro de la columna del pozo. Si la hidráulica del pozo es comprendida adecuadamente (dado el uso
     concomitante de la medición del flujo del pozo), tales mediciones constituyen un instrumento valioso en la investigación de las
     condiciones hidroquímicas dentro del acuífero (Figura 23). Tales técnicas son esenciales para obtener datos confiables de la
     mayoría de los parámetros inestables, tales como OD y Eh.

(b) Electrodos específicos (o selectivos) constituyen un desarrollo lógico de las sondas de medición de EC y T. Están disponibles
     para la medición de OD, Eh y pH, y en desarrollo para la medición de N03, NH4 y C1. En lo que se refiere a la superación del
     problema de inestabilidad de los determinantes, el uso de las sondas de medición in situ muestran más esperanza en lo
     referente al OD, Eh y pH. (Harrar y Raber, 1982).

(c) En la actualidad estas sondas generalmente son sólo capaces de mediciones puntuales dentro de la columna del pozo, con un
     registro manual o digital de datos en la superficie, pero, en algunos casos, es posible la medición continua con registro
     automático de datos con forma digital o análogo.

(d) El desarrollo de dichas sondas se ha complicado por numerosos problemas relacionados con (i) la operación sumergida en
     agua a presiones moderadamente elevadas y (ii) la distorsión de la señal debido a los efectos de capacitancia consecuentes
     con la necesidad de trasmitir a través de grandes tramos de cable. Ambos efectos reducen la profundidad máxima de operación
     y/o la inmersión del equipo disponible a menos de 50 m.

(e) Tales dificultades se manifiestan en la falta de reproducción de los resultados entre los ciclos de medición ascendente y
     descendente y la desviación entre la calibración antes y después de la medición.

(f) Estos problemas están siendo progresivamente superados al modificar el diseño de las membranas de prueba y por el empleo
    de electrónica de estado sólido para reducir el tamaño y peso del equipo de lectura de señal y de registro de modo que éste
    pueda ser incorporado dentro de la sonda misma para evitar los efectos del cable.

Figura 22
Muestreadores de Jeringa:
Un ejemplo del equipo modificado de muestreo de toma
(después de Gillham, et al., 1983)

 

(g) Para la ubicación de una marcada interfase Eh o pH dentro del pozo, el equipo ya existente será adecuado al menos para
     profundidades mayores a 60m.

Figura 23
Registros del flujo vertical, conductividad eléctrica y oxígeno disuelto
en un pozo municipal comparado con la variación deconcentraciones de nitrato en
muestras puntuales desde la columna del pozo

 

6.2.3 Métodos de Absorción in Situ

(a) Ciertos compuestos orgánicos sintéticos y volátiles, especialmente los hidrocarburos alifáticos y aromáticos clorados son de
     especial importancia debido a su significado como contaminantes de aguas subterráneas, al hecho que presenten mayores
     dificultades de muestreo por pérdidas volátiles y sorción en los materiales del equipo de muestreo y a la necesidad de
     identificar su presencia en el nivel de ppb.

(b) Los métodos de sorción in-situ involucran la introducción en la columna del pozo de cartuchos de sorción, llenos de medios de
     sorción especiales como tenax GC o macroreticular XAD-2, carbón activado u otras resinas (Pettyjohn, et al., 1981; Pankow, et
     al., 1984 y 1985). Estos cartuchos son recuperados del pozo y los agentes contaminantes extraidos en el laboratorio por medio
     de otro solvente o técnicas de desorción térmica (Pankow, et al., 1984 y 1985) inmediatamente, antes del análisis por CG o
     CC-SM.

(c) Los cartuchos de sorción pueden utilizarse junto con muestreadores de toma discretos (Figura 24A) o bombeo de bajo flujo
    (Figura 24B). En todos los casos, sólo se analizan los compuestos adsorbidos, siendo innecesario recuperar muestras de
    agua de los pozos de monitoreo.

(d) Pettyjohn, et al. (1981) reportan tasas de flujo continuo menores a 2 1/h y volúmenes totales bombeados de aproximadamente
     50 1 para asegurar la sensibilidad de 1 ug/1 para la mayoría de los compuestos de interés, utilizando la resina XAD-2. E1
     conocimiento de volumen bombeado es importante para la determinación de las concentraciones.

(e) El método fue utilizado satisfactoriamente en el muestreo de trazas orgánicas volátiles en las aguas subterráneas cerca a
     lagunas de aguas residuales de infiltración rápida (Tomson, et al., 1985). Se utilizó una bomba de flujo continuo, accionada por
     nitrógeno, con una tasa de flujo de alrededor de 3 1/h y un volumen total de muestra de 25 1, y luego se extrajeron los
     cartuchos con 15 ml de éter para análisis de CG-SM.

(f) Cuando se utilizan con muestreadores de toma, los cartuchos se insertan directamente dentro de la columna del pozo y el agua
    es forzada a pasar a través de ellos, ya sea por la diferencia de carga natural en la columna de agua o por el uso de una jeringa
    modificada deseada donde se aplica un vacío (Figura 24A) (Pankow, et al., 1984). Para la medición del volumen de la muestra
    en el primer método se utiliza un tubo de teflón conectado al extremo del cartucho y el volumen de agua se determina con un
    cilindro graduado en la superficie. Tasas de flujo de 0.5 1/h se mantienen en los cartuchos. Utilizando la resina tenax-GC y la
    desorcién térmica, se reportaron. recuperaciones de más del 90% y niveles de detección menores a 1 ug/1 y, en algunos casos,
    menores a 0.1 ug/1 (Pankow, et al., 1985).

(g) Una parte crítica de todos estos métodos es la preparación de los cartuchos, su manejo en el campo y su manipulación en el
     laboratorio; protocolos detallados pueden encontrarse en Pankow, et al., 1984. La etapa de desorcibn térmica parece ser muy
     sensible y tener excelente precisión cuando está asociada con el sistema de medición de CG-MS.

(h) La principal ventaja de los métodos de sorción in situ es la eliminación de la necesidad de muestreo del agua, ya que se
     pierden los compuestos volátiles cuando se transfieren las muestras a botellas y se extraen los compuestos de interés en el
     laboratorio.

(i) Aunque sensitivos y precisos, los métodos de sorción in situ no son utilizados ampliamente, ya que se encuentran en la fase de
    desarrollo y aún no están disponibles comercialmente. Es necesario un mayor adelanto en el conocimiento de la capacidad de
    adsorción de las resinas para una amplia gama de compuestos orgánicos, en especial aquéllos de alta volatilidad (Pankow, et
    al., 1985), así como en el control del volumen de agua muestreado por el cartucho.

(j) Su aplicación depende mucho de la disponibilidad de instalaciones de laboratorio adecuadas y de un personal de laboratorio
    capacitado para procesar los cartuchos de muestra y para analizar a interpretar las concentraciones de compuestos orgánicos
    adsorbidos que contienen. Estos recursos aún no están ampliamente disponibles y se requerirá de una inversión considerable
    de capital y de capacitación del personal para mejorar la situación.

6.3  Control sobre la Profundidad del Muestreo

6.3.1 Técnicas de Toma con Medición de Flujo en el Pozo

(a) Hasta los muestreadores de toma perfeccionados padecen de serias limitaciones debido a la incertidumbre sobre la profundidad
     en la que la muestra entró por primera vez al pozo y el grado de mezcla que ocurrió posteriormente en la columna del pozo.

(b) Las técnicas de medición de flujo del pozo pueden ser utilizadas en un intento de establecer el régimen hidráulico en la
     columna del pozo y el origen de las muestras recogidas a diferentes profundidades dentro de dicha columna. Tales técnicas
     dan mucho mejores resultados si son utilizadas bajo condiciones de bombeo (dinámico), que bajo condiciones de no bombeo
     (estático). La discusión que sigue se limitará al primer caso.

(c) Las entradas de agua subterránea a los asociadas con variaciones de conductividad pozos están normalmente eléctrica y/o
     temperatura de la columna de agua del pozo.

Figura 24
Técnicas de meustreo por sorción in situ
(A) Jeringa con cartucho de muestrador de toma
(después de Pankow, et al., 1984)
(B) Acoplado con bomba peristaltica (después de Pettyjohn, et. al., 1981)

 

 

     Tales variaciones, aunque a veces pequeñas (menos de 0.05 OC y 5 PS/cm), pueden ser registradas con un equipo
     suficientemente sensible (Tate y Robertson, 1975). Los cambios en los registros de temperatura/conductividad entre la
     condición de reposo y durante el inicio del bombeo normalmente indican los principales niveles del flujo de aguas subterráneas
     (Tate, et al., 1970).

(d) Las mediciones de la tasa de flujo vertical a la bomba pueden realizarse mediante medidores de flujo, impelentes o de impulso
     térmico, para velocidades altas y bajas respectivamente. Aunque la hidráulica del flujo del pozo es compleja, las mediciones,
     cuando se interpretan cuidadosamente, pueden indicar las contribuciones relativas desde varios niveles en el pozo (Tate, et al.,
     1970).

(e) La configuración normal para la medición de flujo es con la bomba a profundidad mínima necesaria para mantener una baja tasa
     de bombeo (Figura 25), y, donde sea posible, para no interferir con los niveles anticipados de flujo. Bajo tales condiciones
     (Foster y Robertson, 1977), en los pozos de 500-600 mm de diámetro, los índices de bombeo de más de 2 1/s deberían
     producir flujo turbulento con distribuciones de velocidad relativamente uniformes. Para pozos de 150 mm de diámetro el índice
     correspondiente será de aproximadamente 0.6 1/s. En las secciones más bajas del pozo bajo los caudales principales, es
     posible que prevalezca el flujo vertical laminar con distribución de velocidad parabólica.

(f) Cuando ambos regímenes de flujo son uniformes, la interpretación semicuantitativa de los registros de flujo es posible con cierta
    seguridad (Figura 25), pero complicaciones ocurren cerca de entradas principales donde los flujos verticales podrán ser
    totalmente no uniformes.

(g) Bajo condiciones favorables se pueden establecer las profundidades de la mayoría de las zonas productivas del acuífero (Figura
     25), y el muestreo de toma en la columna del pozo a la profundidad correspondiente proporciona una muestra de aguas
     subterráneas de origen más preciso. Sin embargo, siempre existirá alguna mezcla en el pozo y la interpretación de muestreo|
     necesita de cuidado.

6.3.2 Aislamiento de Secciones del Pozo Mediante Empaquetadores

(a) El costo relativamente elevado de la instalación de pozos de monitoreo, en especial en acuíferos profundos, significa que su
     número tiene que limitarse a un mínimo y que los pozos individuales tienen que ser utilizados para el muestreo de diversas
     profundidades. Las muestras de aguas subterráneas pueden obtenerse de tales pozos si los empaquetadores se utilizan para
     cerrar intervalos discretos de profundidad, desde los que las muestras pueden ser obtenidas por medio de alguna forma de
     bombeo.

(b) Se puede utilizar un empaquetador individual para el muestreo regular de un pozo durante su construcción (Figura 26A). Los
     empaquetadores normalmente están hechos de goma resistente a la presión y son inflados contra la pared del pozo,
     generalmente utilizando gas comprimido o algunas veces agua (Welch y Lee, 1987). También se ha informado sobre el uso de
     polímeros orgánicos expandibles (Cherry y Johnson, 1982).

Figura 25
Microregistros de conductividad eléctrica y temperatura de un pozo de
monitoreo no revestido en un acuífero de arenisca triasica fisurada
bajo condiciones estáticas y dinámicas que revelan las profundidades
principales de flujo de las aguas subterráneas

(c) Las muestras pueden ser recolectadas desde la sección sellada mediante varios métodos de bombeo. Se utilizan bombas
    sumergibles o dispositivos de impulsión por gas, pero algunas veces los métodos de impulsión a succión o los vaciadores
    comprimidos son adaptados (Johnson, et al., 1987).

(d) Un equipo de doble empaquetador (Figura 26B) se usa para realizar muestreo secuencial desde intervalos de profundidad en
     pozos profundos de monitoreo existentes. Sin embargo, tales pozos frecuentemente tienen contaminacíón y redistribución de
     las aguas subterráneas en sentido vertical (3.4.2), y en tales casos, no pueden obtenerse muestras representativas aún usando        el sistema de doble empaquetador.

(e) Aunque el concepto de empaquetador es simple, su uso eficiente requiere de transductores de presión (Figura 25) para
     controlar que no se presenten filtraciones directas alrededor de los empaquetadores desde el intervalo de profundidad por
     encima y por debajo.

(f) Los sistemas de empaquetadores equipados con transductores de presión ofrecen la oportunidad de realizar también pruebas de
    conductividad hidráulica y mediciones de velocidad de aguas subterráneas (utilizando la técnica de dilución en pozo) (Freeze y
    Cherry, 1979). Esta puede resultar muy útil para establecer los niveles más importantes del flujo de agua subterránea a
    identificar aquellas relacionadas con el transporte de contaminantes.

(g) El uso de empaquetadores también continúa presentando numerosos problemas prácticos. Las unidades más sólidas y
     equipadas tienden a ser pesadas y requieren una grúa mecánica o máquina de perforación para ubicarlas en los pozos.
     También existe un riesgo de que los cables y tuberías se rompan en forma accidental durante la instalación o el equipo se
     pierda dentro del pozo. Otro problema es que un sistema de empaquetador dado solamente puede funcionar a través de un
     rango limitado de diámetros y por to tanto se necesitan varios equipos. Todo esto reduce la facilidad de transporte del equipo e
     incrementa el costo de la operación.

(h) Un problema mayor es la dificultad de obtener un sellado adecuado y el riesgo de ruptura del empaquetador en los pozos, en
     especial los que han sido perforados por métodos de percusión. Puede ser necesario medir con calibrador a inspeccionar con
     circuito de televisión cerrado para localizar las secciones del pozo con paredes uniformes, lo que permitirá la instalación
     satisfactoria de empaquetadores.

Figura 26
Sistemas de empaquetadores para las secciones aisladas del pozo
(A) Unida al sistema de muestreo con inyección de gas
(después de Gilham, et al., 1983)
(B) Incorporando una bomba sumergible para el muestreo
(después de Young y Baxter, 1985)

 

(i) Este problema no está presente en pozos revestidos, pero aquí la dificultad es que la posición de los filtros predetermina los
    intervalos de profundidad que pueden ser probados. Por otra parte, si el revestimiento sólido que separa los filtros no está
    satisfactoriamente rellenado con cemento, los flujos pueden ocurrir desde los estratos superiores a inferiores de la sección bajo
    prueba. Este problema puede atenuarse de alguna manera utilizando tasas bajas de bombeo (US EPA, 1977) o un sistema de
    empaquetador de nivel múltiple (Andersen, 1983).

(j) El uso de empaquetadores de goma en el monitoreo de aguas subterráneas puede introducir polarización en las muestras
    debido a la sorción de ciertas especies químicas y al riesgo de introducir otras presentes en la goma. (Gillham, et al., 1983).
    Pettyjohn, et al. (1981) consideran que la goma es el material menos indicado para ser utilizado en el equipo de muestreo para
    la detección de contaminación de aguas subterráneas por compuestos sintéticos orgánicos. Así, con este propósito, el período
    de contacto entre las aguas subterráneas y el empaquetador debería minimizarse, y tales sistemas no deberían ser utilizados
    como instalaciones permanentes.

6.3.3 Extracción de Agua Intersticial desde Testigos de Perforación

    (a) Este método se llama muestreo destructivo porque no puede ser utilizado varias veces en el mismo pozo. Su uso para el
         monitoreo, por lo tanto, está muy restringido debido al costo excesivo de la perforación repetida. No obstante, este método
         proporciona el control más estrecho posible de la profundidad del muestreo y la mayor seguridad del origen de la muestra
         (Figura 27). A este respecto es superior a todos los otros métodos. Sin embargo, una desventaja significativa es el volumen
         tan pequeño de muestra generada (normalmente menos de 30 ml). Este, y el método de extracción, restringen el número y
         rango posible de análisis químico.

    (b) En circunstancias en que se justifica la considerable inversión, puede ser de gran valor determinar el perfil en profundidad
         para parámetros claves en lugares seleccionados antes de realizar el monitoreo a largo plazo (Figura 28). El método también
         es importante para el muestreo de aguas subterráneas en acuíferos de roca porosa y los acuitardos arcillosos, para los que
         la mayoría de los otros métodos son mucho menos satisfactorios.

    (c) Las muestras del núcleo pueden obtenerse utilizando los métodos de perforación empleados comúnmente en estudios
         geológicos y geotécnicos, incluyendo equipos tales como la rotación con barra triple y cono diamantado, el tubo "shelby"
         "split-spoon;' de percusión. Sin embargo, en acuíferos no consolidados, y especialmente en los de arena y grava sin
         cohesión debajo de la napa freática, el muestreo del núcleo es difícil, aunque posible con un sacanúcleos de pistón (Munch y
         Killey, 1985).

     (d) El último diseño, conocido como el sacanúcleo para acuíferos sin cohesión, ha sido utilizado exitosamente en el muestreo
          de formaciones de arena y grava con índices de recuperación reportados de más del 90% hasta profundidades de 35 m
          (Zapico, et al., 1987). El sacanúcleo puede ser de aluminio o plástico y se usa para cada muestra obtenida. El método
          ofrece la ventaja de permitir la extracción directa del agua intersticial mediante jeringa, y el uso del tubo de muestreo intacto
          para la prueba hidráulica del laboratorio.

     (e) Las pérdidas de agua intersticial por evaporación y de gases y componentes volátiles pueden ser un problema, aunque
          puede reducirse mediante el sellado inmediato con cera de parafina impermeable.

Figura 27
Perfiles de la zona saturada de cromo hexavalente en aguas
subterráneas cerca a una instalación de disposición de desechos de
la industria metálica que compara diferentes técnicas de
muestreo con control de profundidas (después de Edworthy, 1983)

     (f) Para la extracción de agua intersticial, deben descartarse las partes exteriores del núcleo, ya que pueden estar sujetas a
         alteración química o contaminación por el fluido de la perforación, la cera, etc. El tamaño del anillo a ser descartado depende
         del tipo de acuífero y del fluido de perforación, pero generalmente 2mm es suficiente en roca relativamente poco fracturada
         (Barber, et al., 1977). El grado de invasión y alteración del núcleo puede determinarse añadiendo un tinte o sal de litio o
         bromuro (Edmunds y Bath, 1976) al fluido de perforación, analizando luego para su presencia en las muestras de agua
         intersticial extraídas del núcleo.

    (g) Después que la parte exterior ha sido descartada, se submuestrean las porciones representativas internas del núcleo y se
         extrae su agua intersticial. La extracción puede hacerse mediante centrifugación o presión.

Figura 28
Perfiles químicos del agua intersticial derivados de muestras
centrifugadas del núcleo en la zona saturada de un acuífero de
arenisca triasica que revela severa contaminación aún no
detectada en pozos más profundos de producción
(después de Parker, et al., 1983)

     (h) En la extracción por centrífugadora, el material del núcleo (fracturado en pequeñas partículas si es necesario) se coloca en
          los recipientes adaptados apropiadamente para muestras geológicas (Figura 28) y que rota a alta velocidad, 2,000 a 14,000
          rpm dependiendo del tamaño del poro de la muestra y del tipo de centrifugadora disponible. El agua intersticial es
          desplazada por la fuerza centrífuga generada (Figura 29).

     (i) La cantidad de agua recogida dependerá de la velocidad de rotación, de la litología de la muestra, del nivel de saturación
         inicial, del tamaño de la muestra y del tipo de centrífugadora (Edmunds y Bath, 1976).

     (j) Una variación en esta técnica es utilizar un solvente (por ejemplo, pentano) para disolver el contaminante de interés del
         núcleo y centrifugar la mezcla para extraer el solvente. Esto es necesario para no perder contaminantes orgánicos volátiles y
         para concentrar los contaminantes microorgánícos, pero la concentración resultante puede derivarse tanto de la fase líquida
         como de la adsorbida.

    (k) Otra variación de esta técnica utiliza un fluido denso a inmiscible en un modificado recipiente de centrífuga (Figura 29) para
         desplazar el agua intersticial mediante flotación (Kinniburgh y Miles, 1983). Este método fue desarrollado a fin de recuperar la
         mayor proporción posible del agua intersticial mediante la centrifugación directa. El líquido del desplazamiento debe ser de
         alta densidad, baja solubidad de agua, bajo precio y químicamente inerte. Estas son las características de ciertos
         hidrocarburos halogenados (tetracloruro de carbono, algunos fluorocarburos, etc). Sin embargo el use de estos compuestos
         previene el método que esta siendo aplicado a la investigación de la contaminación orgánica de aguas subterráneas.

     (l) La extracción a presión se basa en el principio de reducción mecánica del volumen del poro mediante energía hidráulica,
        neumática o mecánica en una prensa con filtro. Los núcleos se presionan hasta que no se presente drenaje significativo. Esto
        puede necesitar hasta 7 días en el caso de las muestras arcillosas (Brightman, et al., 1985). La muestra se toma en el fondo
        de la cámara de prensa, y se retira utilizando una jeringa colocada en el drenaje.

   (m) Presiones de más de 110 M Pa han sido utilizadas para obtener agua de arcilla compacta. Para tales formaciones
         geológicas, este es probablemente el método de muestreo más apropiado. También ha sido utilizado para investigar la
         migración de las aguas subterráneas a través de acuitardos (Rudolph y Farvolden, 1988).

    (n) Las principales fuentes de polarización de la muestra que resultan de las técnicas de extracción de agua intersticial son:

    (i)  La muestra recogida se forma por el agua retenida en los poros y la fracción más móvil puede perderse la perforación o el
         manejo antes de la extracción. En muchas formaciones el agua móvil y retenida estará en equilibrio químico, pero en las
         formaciones más heterogéneas este puede no ser el caso.

    (ii) El tratamiento de las muestras requiere de un cuidado especial. Es imposible evitar desgastificación significativa y pérdidas
         por volatización, así como prevenir la seria aeración de la muestra.

    (iii) Existe riesgo de contaminación significativa de la muestra durante la perforación, en el caso de acuíferos muy porosos o
         altamente fracturados que puede significar que se tiene que descartar mucho núcleo.

Figura 29
Centrifugación para extracción de agua intersticial de núcleos

(A) Principio de drenaje y método de desplazamiento inmiscible
          (B) Diseño de los recipientes para el manejo de materiales geológicos
(después de Edmunds y Bath, 1976; Kinninburgh y Miles, 1983)

 

7. Pozos de Monitoreo: Diseño e instalación

7.1 Criterios de Diseño

7.1.1 El método más directo, y generalmente confiable, para mejorar el control de la profundidad del muestreo de aguas
        subterráneas es la instalación de pozos de monitoreo, perforados a propósito a una profundidad dada con un filtro situado
        a un intervalo de profundidad conocido.

7.1.2 Una vez que el pozo es instalado correctamente, ofrece la posibilidad de obtener muestras representativas de aguas
        subterráneas a un costo operacional bajo. Si se emplea de materiales de construcciones Ánertes y se utilizara métodos de
        perforación preferidos, la polarizacién de la muestra sería mínima y una función directa del procedimiento para retirar las
        muestras de la instalación (normalmente impulsión a succián o de gas o bomba sumergible).

7.1.3 Se pueden realizar pruebas hidráulicas en estas instalaciones para estimar los parámetros hidráulicos del acuífero que serán
        requeridos pares el análisis de la migración de contaminantes. Aunque tales pruebas serán operacionalmente mucho más
        simples que aquéllas relacionadas con el use de sistemas de empaquetadores, los resultados generalmente serán
        confiables.

7.1.4 En contraste con la mayoría de los pozos de producción de agua, aquéllos específicamente diseñados para monitoreo
        frecuentemente se acaban con materiales inertes (tales como pvc, teflón, acero inoxidable), son de diámetros más pequeños
        (normalmente menos de 100 mm y en algunos casos menos de 50 mm) y tienen un área de entrada más limitada
        (normalmente menos de 5 m y en algunos casos solamente 1 m)

7.1.5 El procedimiento de construcción de pozos de monitoreo sigue la misma secuencia que los de producción; esto es,
        perforación, instalación del filtro del pozo junto con el revestimiento sólido y colocación de un sello sanitario (Keely y
        Boateng,  1987). También debería hacerse el desarrollo de los pozos de monitoreo aunque no es tan importante optimizar su
        funcionamiento hidráulico como lo es minimizar las perturbaciones del régimen geohidráulico a hidroquímico del acuífero.

7.1.6 La seleccién del diseño más apropiado para los pozos de monitoreo debe tomar en consideración los objetivos y los límites
        financieros del programa de monitoreo, los parámetros de interés y su posible nivel de concentración, el equipo de muestreo
        disponible, el régimen de flujo de aguas subterráneas, la profundidad requerida de muestreo, las condiciones de campo
        predominantes, etc,

7.1.7 Una dificultad reconocida en el muestreo de pozos de monitoreo de filtro corto es la presencia de agua estancada en la parte
        superior, que podría tener una composición diferente que la del agua subterránea en la profundidad de filtro como resultado de
        modificaciones químicas y bacteriológicas a otros procesos. Este problema generalmente se supera limpiando los pozos de
        monitoreo mediante un vaciador o una bomba. Sin embargo, existe un considerable debate en cuanto a la cantidad de
        bombeo que se necesita antes del muestreo (Bryden, et al., 1986; Keely y Boateng, 1987).

7.2 Alternativas de Diseño

7.2.1 Piezómetros Sencillos

(a) Estas son las alternativas más simples y de uso más frecuente entre pozos de monitoreo. Básicamente consisten de un
     tubo-forro plano de plástico o metal, con la parte inferior (0.5-5 m) perforada o con filtro para permitir la entrada del agua a una
     profundidad dada (Figura 30). Pueden ser utilizados para el muestreo de aguas subterráneas o igualmente para la medición
     de la presión hidráulica puntual.

(b) Los materiales más frecuentemente utilizados para el revestimiento son pvc, teflón, o aceros especiales. Los filtros
     normalmente son plásticos hechos a mano o en fábrica (tales como pvc o teflón) o filtros de alambre enrrollado de acero
     inoxidable de ranura contínua.

(c) Después de la perforación, se monta la tubería del pozo con su filtro y se baja a la profundidad deseada. Un paquete de arena o
     grava es colocado hasta 0.2 m por encima de la parte superior del filtro y se utilizan bolas de bentonita o relleno de cemento
     para sellar arriba e impedir el ingreso de agua de niveles más altos en el pozo. El resto del anillo es rellenado con cemento o
     material derivado de la misma perforación. El cemento puede causar cambios significativos en el pH de los pozos de monitoreo,
     afectando algunos determinantes. Luego se construye un tapón y área de concreto como protección sanitaria para prevenir el
     ingreso de agua superficial.

(d) El desarrollo del pozo de monitoreo es muy conveniente para remover sedimentos finos acumulados provenientes de la arcilla y
     los fragmentos de perforación (Keely y Boateng, 1987). Esto se consigue normalmente utilizando un émbolo de sobretensión,
     con ciclos cortos repetitivos de bombeo de alta tasa y recuperación, o inyectando aire comprimido o agua a través de una
     tubería de inyección o una boquilla. Si se utiliza la tubería de inyección, ésta debería colocarse por lo menos 0.3 m sobre el
     filtro. El desarrollo del pozo se continúa hasta que descargue agua limpia y sin sedimento.

Figura 30
Tubos de pozos típicos de monitoreo de nivel
simple y piezómetros de nivel múltiple

 

(e) Los pozos de monitoreo de nivel simple también pueden instalarse en acuíferos no consolidados utilizando puntos de acceso
     al pozo colocados directamente por percusión o ariete hidráulico, lo que evita la necesidad de acabar el pozo.

(f) Es importante que el pozo de monitoreo esté equipado con una tapa de protección que puede cerrarse, con un tubo de|
    ventilación para prevenir la acumulación de gases explosivos.

(g) Sobre todo, este tipo de instalación de muestreo es fácil de diseñar y construir, y puede ser acabado con materiales inertes si
     es necesario. Ofrece la posibilidad de obtener un sello hidráulico muy bueno de la zona de investigación y un desarrollo
     relativamente fácil del pozo para asegurar su funcionamiento hidráulico adecuado. También permite la realización de mediciones
     y pruebas hidráulicas del acuífero.

(h) Una extensión lógica de los pozos individuales de monitoreo de nivel simple es el uso de grupos de tales pozos con filtros
     colocados a diferentes profundidades para permitir el muestreo desde diversas profundidades dentro de un acuífero en el mismo
     sitio. La desventaja principal es que el costo se incrementa rápidamente con el aumento de la profundidad, y es probable que
     sea prohibitivo en acuíferos muy profundos.

7.2.2 Piezómetros Múltiples

(a) Son una alternativa para realizar la misma función que los grupos de pozos de monitoreo. El arreglo más común es instalar un
     grupo de varios piezómetros de pequeño diámetro (con sus áreas de entrada separadas una de otra en forma vertical con relleno
     de bentonita) dentro de un pozo simple de monitoreo (Figura 31).

(b) La instalación de multipiezómetros no es tan fácil como la de los piezómetros simples, especialmente en acuíferos profundos.
    Tiene que hacerse en etapas, colocando el piezómetro más profundo con su empaquetador de grava y sello de cemento primero,
    y luego trabajando sistemáticamente subiendo el pozo, instalando más piezómetros uno por uno. Es necesario tener
    considerable cuidado para prevenir la migración del cemento a través del empaquetador de grava y es aconsejable formar una
    capa de arena escalonada entre el empaquetador y el relleno de cemento. La limpieza y desarrollo de los pozos
    multipiezómetros también es más difícil que las instalaciones sencillas. 

Figura 31
Muestreadores a succión para el monitoreo de la zona no saturada:
(A) Método de impulsión a succión (después de Parizar y Lance, 1970)
(B) Dispositivos de vacío de presión modificados para prevenir el flujo de retorno
(después de Wood), 1973)

(c) Estimar la cantidad de relleno de cemento y/u otros materiales a ser colocados para alcanzar la profundidad deseada del
     siguiente piezómetro también puede presentar dificultades, debido al tiempo que toma la solidificación del cemento y la
     sedimentación del relleno.

(d) Sin embargo, el ahorro financiero del uso de grupos de piezómetros simples es considerable, y dada la razonable posibilidad de
     su adecuado acabado, al menos a profundidades modestas con 2-4 piezómetros por pozo, esta alternativa sigue siendo
     atractiva en algunos casos.

(e) Una variante del pozo de monitoreo multipiezómetro comprende la instalación de muestreadores de impulsión por gas en lugar
     de filtros piezómetros a las profundidades deseadas de muestreo. El pozo de monitoreo de piezómetros múltiples tiene una
     cubierta plástica simple (pvc o teflón) que contiene los muestreadores con filtros de tubo encajados a intervalos de profundidad.
     El muestreo se obtiene para el desplazamiento positivo con gas comprimido a través de un tubo de descarga de diámetro
     pequeño conectado a cada muestreador.

(f) La ventaja principal de este diseño es que la limpieza del agua estática de la cámara de muestreo se consigue rápidamente
    debido a su pequeño volumen y la muestra es impulsada directamente a la botella de recolección. El control sobre la
    profundidad del muestreo es excelente y el equipo dedicado evita la contaminación cruzada. La mayor dificultad es el
    mantenimiento porque es imposible recuperar los muestreadores para limpiarlos o repararlos una vez instalados.
    Tampoco son posibles mediciones y pruebas hidráulicas.

(g) Otra variante del pozo de monitoreo multipiezómetro es el uso de un revestimiento especial. En este diseño se utiliza un pozo
     de pvc con numerosas aberturas pequeñas (puertos) a varias profundidades desde las cuales el agua puede ser muestreada a
     través de tubos de muestreo de polietileno de diámetro pequeño (menos de 5 mm) (Pickens, et al., 1978). El muestreo se
     consigue mediante impulsión por succión o bombas de pistón del tipo jeringa. La instalación de pozos de monitoreo de puerto
     múltiple es similar a las instalciones de nivel simple, pero el desarrollo es más difícil, especialmente en estratos cohesivos.

(h) El diseño ha sido utilizado exitosamente a profundidades moderadas en acuíferos de arena y grava con napa freática poco
     profunda, para obtener perfiles químicos del agua intersticial (Gillham, et al., 1983) y con varias modificaciones en formaciones
     consolidadas fisuradas (Cherry y Johnson, 1982). La ventaja principal es su bajo costo, pero es muy difícil su instalación
     adecuada en muchas condiciones del terreno. 

7.3 Selección de Materiales de Construccíón

7.3.1 Los materiales apropiados para el revestimiento y filtro de pozos de monitoreo (Tabla 6) deben evitar la modificación
        inaceptable de la química de las muestras de aguas subterráneas y asegurar una adecuada vida útil de la instalación. Son
        preferibles uniones atornilladas para la tubería del pozo en vez del uso de pegamentos o cementos porque de esta manera se
        evita un origen adicional de modificacián de las muestras.

7.3.2 Los plásticos (tales como pvc, polietileno y polipropileno) y los metales (tales como acero galvanizado y de bajo carbón)
        pueden interactuar con las aguas subterráneas disolviendo o adsorbiendo algunos componentes (Barcelona, et al., 1985). Sin
        embargo, el significado de tales modificaciones para la mayoría de las aplicaciones prácticas es cuestionable cuando se
        compara con los efectos de los procedimientos de muestreo.

7.3.3 El asunto crítico parece ser el período de tiempo durante el cual la muestra de aguas subterráneas se encuentra en contacto
        con los materiales de la tubería. Para los períodos de contacto de menos de 1 día, los efectos con termoplásticos tales como
        pvc, polietileno y polipropileno, no parecen significativos aún cuando el muestreo se realiza para compuestos orgánicos a nivel
        de ppb. Para períodos mayores, en algunos casos la sorción y lixiviación pueden llegar a ser un problema. Sin embargo,
        siempre que los pozos de monitoreo sean limpiados y muestreados el mismo día, estos efectos deberán ser mínimos.
        Cuando el pvc se expone a aguas subterráneas contaminadas por solventes orgánicos sintéticos a 100 a g/1, se comporta en
        forma comparable al acero inoxidable o teflón (Sykes, et al., 1986).

7.3.4 Las aguas subterráneas altamente contaminadas con solventes orgánicos sintéticos, sin embargo, atacarán y deteriorarán la
        tubería y el filtro de pozo de pvc. Cuando se sospecha que existen altos niveles de contaminación, es preferible el uso de
        acero inoxidable o teflón debido a su carácter resistente a inerte. Los costos pueden reducirse sustituyendo la tubería de pvc
        en la porción del pozo de monitoreo sobre el nivel freático. Las tuberías y los filtros de acero también pueden corroerse
        rápidamente en aguas subterráneas de bajo pH y Eh, y alta salinidad.

7.3.5 Se concluye que los termoplásticos comunes (especialmente el pvc rígido) son apropiados para la mayoría de las situaciones
        de campo y los parámetros de interés siempre que se sigan .los procedimientos de muestreo apropiados. Por consiguiente y
        en vista de su bajo costo, disponibilidad y fácil manejo son recomendables, excepto en condiciones donde las aguas
        subterráneas están altamente contaminadas con solventes sintéticos.

Tabla 6
Comparación cualitativa de los materiales de construcción
del pozo de monitoreo

Tipo de material

Reactividad química Fuerza en compresión Disponibilidad general Conveniencia operativa Costo relativo
polivinilo de cloruro (pvc)b *(*)a **(*) *** *** *
teflónc * *(*) *(*) ** ***
acero inoxidable (ss) *(*)a *** ** * **(*)
acero blando *(*)a *** *** ** *(*)

       a puede reaccionar con agua subterránea contaminada o natural
       b las propiedades del polipropileno son similares
       c marca registra de Dupont

       ** número de asteriscos significa tendencia creciente de la propiedad indicada

7.4 Métodos de Perforación de Pozos

7.4.1.Las mismas técnicas de perforación utilizadas para la construcción de los pozos de agua o para la investigación geotécnica
        pueden emplearse para las instalaciones de monitoreo de aguas subterráneas (Tabla 7). Normalmente se utilizan técnicas de
        percusión con herramientas de cable y perforación por rotación, y en algunos casos puede ser apropiado el auger mecánico.
        Detalles de las técnicas de perforación pueden encontrarse en Campbell y Kehr (1973), Scalf, et al. (1981) y Driscoll (1986).

7.4.2 Cualquier técnica de perforación que se utilice para construir pozos de monitoreo dará como resultado algún grado de
         modificación del régimen geohidráulico a hidroquímico, ya sea de:

(a) Contaminación del acuífero con fluidos de perforación.

(b) Flujos verticales de aguas subterráneas dentro del pozo antes de su terminación, como resultado de la
     interconexión de varias profundidades del acuífero a diferente presión hidráulica.

7.4.3 Las técnicas llamadas de "perforación seta" (aquéllas que requieren del uso de poco o ningún fluido de perforación, como
        puede ser el caso con algunas máquinas de percusión o rotación) son preferidas para la instalación de pozos de monitoreo
        (Foster, et al., 1980; Scalf, et al., 1981 Gillham, et al., 1983). Sin embargo, aún estas técnicas pueden dar como resultado
        contaminación de las partes más profundas de un acuífero desde napas superficiales contaminadas.

7.4.4 El método más económico para la perforación de pozos de monitoreo es la técnica de auger continuo al vuelo (Hackett,
        1978/1988 McCray, 1988) debido a sus indices de penetración rápida y fácil movilidad. Los problemas de derrumbamiento del
        pozo y mezcla vertical pueden reducirse mediante el uso de tubería temporalmente durante la perforación, pero esto reduce
        grandemente las tasas de penetración. Los augers de tronco ahuecado superan la última dificultad. Un mayor problema con
        este tipo de equipo es el límite de profundidad máxima a 50 m en formaciones no consolidadas y que las formaciones de
        grava gruesa y roca dura no pueden ser penetradas.

7.4.5 La perforación de percusión con herramientas de cable, aunque mucho más lenta que con auger, puede realizarse en
        cualquier tipo de formación geológica y tiene la ventaja que puede utilizarse con adición limitada de fluidos de perforación y
        permite la recolección de núcleos. Se requiere tubería temporal en formaciones inestables y para prevenir mezcla vertical.

7.4.6 Las técnicas de perforación por rotación requieren necesariamente un fluido de perforación y, por consiguiente, son menos
        apropiadas para la construcción de pozos de monitoreo. Sin embargo, todavía serán utilizadas debido a la falta de
        disponibilidad de otro equipo o por razones económicas, dado sus altos índices de perforación en acuíferos consolidados.

Tabla 7
Resumen de ventajas y desventajas de varios métodos de
perforación para la construcción de pozos de monitoreo
(después de U.S.EPA, 1987)

7.4.7 El fluido de perforación puede ser mezclas de bentonita, polímeros orgánicos biodegradables, agua o aire comprimido. Todos
        éstos afectan en algún grado la calidad de las aguas subterráneas. Los lodos de bentonita entran en intercambio iónico,
        pueden absorber compuestos orgánicos hidrofóbicos y causan la impermeabilización de las paredes de pozos. Los polímeros
        orgánicos aumentan las poblaciones microbiológicas y afectan las concentraciones de carbón orgánico total (Scalf, et al.,
        1981). El agua es mejor pero puede resultar en la dilución de contaminantes en pozos de monitoreo en acuíferos altamente
        contaminados.

7.4.8 El uso de aire comprimido es conveniente, en especial si se requiere simultáneamente muestreo de núcleo a involucra
        formaciones consolidadas. Sin embargo, resulta en la invasión del núcleo y de la formación adyacente con aire que puede
        modificar el Od Eh de aguas subterráneas y resultar en la precipitación de algunos metales y la pérdida de compuestos
        orgánicos volátiles. Esto también puede ser dañino si éstas presentan contaminantes muy combustibles.

7.4.9 Otra técnica conveniente para colocar los piezómetros a poca profundidad en acuíferos consolidados es el "jetting hidráulico".
        Sin embargo, se necesita extraer grandes cantidades de agua del piezómetro luego de su instalación antes de utilizarlos con
        confiabilidad para el muestreo de aguas subterráneas.

7.4.10 En conclusión, todos los métodos de perforación dan como resultado cambios en el régimen de aguas subterráneas. Los
          métodos "secos" se prefieren a los "húmedos", y el uso de tubería temporal es preferible para reducir la mezcla vertical
          dentro del pozo de monitoreo durante su construcción. Cuando los métodos de perforación húmedos son inevitables, por
          razones económicas o logísticas, es preferible el flujo repentino de aire o agua. La decisión de cuál utilizar dependerá de los
          parámetros bajo investigación.

7.4.11 Si se tiene que utilizar lodo, espuma o agua como fluido de perforación, es posible identificarlos con uso de un trazador de
          sales de litio o de bromuro, ya que estos elementos son relativamente fáciles de determinar analíticamente y no se
          presentan normalmente en concentraciones significativas en aguas subterráneas. Su presencia en una muestra de agua del
          pozo de monitoreo por lo tanto implica contaminación por el fluido de perforación. Para todos los pozos de monitoreo
          perforados mediante técnicas de rotación es necesario un desarrollo cuidadoso y prolongado antes de usarlos a fin de
          asegurar que la mayor parte, si no todo, el fluido de perforación inyectado dentro de la formación a la profundidad de interés
          del muestreo, sea removido.

7.4.12 La mayoría de las técnicas requieren un personal experimentado en equipos de perforación si se desea conseguir resultados
          satisfactorios. La excepción son los métodos simples y de bajo costo utilizados a poca profundidad, tales como la
          percusión mecánica de piezométros en acuíferos poco consolidados.

8. Monitoreo de la zona no saturada

8.1 Fase Móvil

8.1.1 Significado del Monitoreo

(a) En acuíferos no confinados, la zona no saturada ocupa una posición clave entre la superficie de la tierra, cerca a la que la
     mayoría de los agentes contaminantes se descargan, y la napa freática, de la que, a través de pozos, se extrae el agua potable
     para abastecimiento.

(b) Por esta razón, monitorear los cambios en la calidad del agua intersticial en esta zona es de gran significado en la detección
     previa de amenaza de contaminación de aguas subterráneas. Este es especialmente el caso cuando la zona saturada es
     relativamente gruesa (más de 10 m), ya que en tales situaciones una advertencia del inicio de carga contaminante subterránea
     permitiría tomar medidas de control antes de quo el deterioro del acuífero sea serio.

(c) El muestreo y monitoreo de la zona no saturada se está practicando más frecuentemente para detectar los posibles problemas
     de contaminación de aguas subterráneas (i) debajo de las instalaciones de disposición de desechos tóxicos situadas en
     acuíferos importantes no confinados (Grantham y Lucas, 1985) y (ii) de fuentes dispersas tales como prácticas intensivas de
     cultivo agrícola (Parker y Foster, 1986; Kirschner y Bloomsberg, 1988). Las características de los principales métodos
     disponibles se resumen en la Tabla 8.

Tabla 8
Resumen de las características de las técnica de muestreo
en la zona no saturada

8.1.2 Muestreadores a Succión

(a) El agua intersticial de la zona no saturada puede muestrearse mediante una variedad de instalaciones no destructivas y
    permanentes, quo se basan en el principio de succión o tensión, en las que el agua es absorbida hacia la cámara de muestra a
    través de una jarra porosa aplicando tensión a través de una bomba de vacío.

(b) Estas instalaciones son conocidas como lisímetros de succión, vacío o tensión, muestreadores de agua del suelo, etc. (Figura
     31). Tanto el tiempo de aplicación de vacío como el de muestreo son variables, dependiendo de la conductividad hidráulica del
     suelo. Los procedimientos típicos implican aplicar un vacío de unos 450 mm Hg durante 15 minuntos, manteniándolo con una
     grapa y muestreando al día siguente.

(c) Una vez que el agua ha llenado la cámara de muestra, ésta puede ser recogida utilizando el principio de impulsion por succión o
     por gas. En el primer caso, quo se limita a instalaciones por encima de una profundidad límite de 8 m, una tubería angosta es
     introducida en el tubo de acceso por el que se aplicó el vacío para elevar el agua a la botella de recolección en la superficie
     (Figura 31A). En el segundo caso, que no está sujeto a ninguna limitación, dos tubos de acceso están instalados
     permanentemente. La recolección de la muestra se realiza quitando la grapa de captura del tubo de vacío a inyectando gas
     comprimido para impulsar la muestra a la botella de recolección a través del un tubo de descarga (Figura 31B).

(d) Las jarras porosas de los muestreadores a succión se fabrican normalmente de arcilla cerámica (fundida a alta temperatura) o
     algunas veces de vidrio sinterizado o fragmentado, teflón poroso, etc. Los materiales utilizados más comúnmente para recubrir
     las instalaciones de muestreo son pvc o teflón. Algunas veces se encuentran problemas porque el agua tiende a retroceder al
     suelo a través de la jarra porosa cuando se inyecta el gas comprimido. A fin de prevenir esto, se han introducido modificaciones
     de diseño (Figura 31B). Estas modificaciones son necesarias en medios de baja permeabilidad en los que solamente se
     obtienen volúmenes pequeños de muestra.

(e) La instalación de los muestreadores a succión es simple y económica. La perforación del acceso normalmente puede llevarse a
     cabo con un auger manual o mecánico, sin uso de revestimiento temporal. A fin de evitar la obstrucción de la jarra porosa se
     utiliza una arenilla de sílice de 200 mm para formar un prefiltro y un relleno de cemento de bentonita para sellar el anillo del
     pozo.

(f) Se recomienda que las instalaciones se dejen cerca de un año para equilibrarse antes de comenzar el muestreo, debido a que
    los procesos de perforación modifican grandemente el sistema suelo-aire-agua de la zona no saturada y movilizan algunas
    especies químicas adsorbidas (Litaor, 1988), pero raramente se toma tal precaución.

(g) Varias dudas rodean la representatividad de las muestras obtenidas de este tipo de instalación (Anderson, 1986); Hornby, et al.,
     1988). Se dice que las jarras de cerámica ya sea lixivian algunos determinantes (tales como Ca, Mg, A1) y/o adsorben otros
     (P04, NH4) (Litaor, 1988). El lavado con ácido diluido seguido de un enjuague meticuloso con agua desíonizada ha sido
     recomendado para minimizar este problema (Groover y Lamborn, 1970). Las jarras de vidrio son más inertes, pero cuestan más
     y son menos disponibles. También están propensos a problemas operacionales, siendo más frágiles y teniendo poros de mayor
     tamaño, con menor capacidad para soportar tensiones elevadas y mayor tendencia a sufrir invasión de partículas finas del
     suelo.

(h) Los muestreadores a succión no son apropiados para la investigación de la contaminación microbiológica de la zona no
     saturada. Las bacterias fecales y algunos virus siendo filtrados por las jarras porosas de cerámica (Dazzo y Rothwell, 1974;
     Wang, et al., 1974). 

(i) El muestreo en suelo de baja conductividad hidráulica es especialmente difícil porque los índices de flujo a través de la jarra
    porosa son bajos y el vacío en la cámara de muestra tiene que mantenerse por períodos tan prolongados como una semana.
    Durante este tiempo pueden ocurrir reacciones fisicoquímicas y bioquímicas, con la modificación de algunos parámetros (tales
    como los componentes sensitivos pH-Eh, determinantes microbiológicos, etc.). Por otra parte, la succión desciende
    drásticamente durante el período de muestreo ocasionando desgasificación y volatízación, aunque la pérdída de compuestos
    volátiles orgánicos puede controlarse utilizando técnicas de sorcidn in situ.

(j) Finalmente, y más importante, en suelos físurados o estructurados, es probable que el agua que se filtra evada el muestreador a
    succión durante períodos muy lluviosos o de sobrecarga hidráulica. De esta manera, los análisis de las muestras de agua
    obtenida de lisímetros a succión no serán representativos del flujo total del contaminante que migra hacia la napa freática.

(k) En resumen, los muestreadores a succión son económicos, simples de instalar y ofrecen la posibilidad de detectar la
     contaminación antes que llegue al nivel freático. Sin embargo, los problemas operacionales son numerosos, los errores,
     frecuentes y numerosos agentes contaminantes no se monítorean confiablemente utilizando tales instalaciones.

8.1.3 Otros Métodos

(a) Aunque no son muy utilizados como los muestreadores a succión, las técnicas de drenaje libre constituyen una alternativa para
    el muestreo de agua gravitacional en suelos con macroporos o fisuras frecuentes. El principio de la técnica es interrumpir el flujo
    descendente del agua insertando un canal de drenaje de tubo de arcilla o lamina de metal impermeable con un recipiente de
    recolección. La instalación se realiza mediante un canal de acceso y, por consiguiente, se limita a poca profundidad. La ventaja
    de este método es que se toma la muestra de un área relativamente grande, lo cual permite la recoleccián del flujo de
    macroporos, y no es necesarío aplicar un vacío para inducir el muestreo. Por tanto, las modificaciones de la muestra se
    minimizan.

(b) Los métodos de muestreo destructibles, que incluyen la extraccián de agua de poro desde muestras geológicas de núcleo, son
     sumamente convenientes para aplicación en la zona no saturada (Foster y Smith-Carington, 1980; Foster y Bath, 1983) (Figura
     32). Esta técnica esencialmente es idéntica a aquélla descrita para la zona saturada (6.3.3), con las numerosas ventajas y las
     restricciones específicas ya discutidas. 

8.2 Fase Adsorbida

8.2.1 Aquellos compuestos que son retenidos en la matriz de la zona no saturada mediante mecanismos de absorción
        (por ejemplo metales pesados, contaminantes orgánicos con elevados coeficientes de partisión, ciertos cationes
        intercambiables) demuestran un retraso con respecto al transporte advectivo. Por consiguiente, puede ser de importancia
        determinar su distribución en la fase adsorbida en la evaluación de contaminación, porque éstas pueden afectar la calidad de
        aguas subterráneas y las posibilidades de restaurar el acuífero a largo plazo.

8.2.2 La evaluación de sus índices de comportamiento y transporte requieren análisis químico del suelo mismo y esto permite un
        control seguro sobre el origen de la muestra. El método parece atractivo ya que es simple y económico, al menos a
        profundidades superficiales donde el muestreo puede ser efectuado mediante auger manual. Sin embargo, las facilidades de
        laboratorio adecuadas para el análisis de los contaminantes ambientales en tales muestras son poco desarrolladas. Los
        laboratorios ya existentes generalmente sólo son capaces de realizar el análisis relacionado con los parámetros agrícolas
        (tales como N03, NH4, K, P04, pH).

8.2.3 Además, el manejo y extracción de la muestra de los componentes de interés son complejos, así como la interpretación de
        los resultados depende mucho del procedimiento analítico (US-EPA, 1977).

Figra 32
Perfiles de la calidad del agua de la zona no saturada bajo una
laguna municipal de aguas residuales
(A) NH4 y (B) COD de muestras centrífugas el núcleo
(C) Parámetros microbiológicos para material del núcleo
(después de Geake, et al., 1987)

9. Programas de monitoreo de aguas subterraneas

9.1 Definición de Objetivos

9.1.1 El objetivo normal del monitoreo de la calidad de aguas subterráneas es el detectar y evaluar su distribución espacial y su
        cambio en el tiempo.

9.1.2 Los datos generados por el monitoreo deben ser suficientes para tomar decisiones correctas en to que se refiere al control de
        migración de aguas subterráneas de calidad no deseable, a las limitaciones del uso de aguas subterráneas contaminadas en
        forma natural o la especificación del tratamiento de agua necesario.

9.1.3 La clara definición de los objetivos específicos es un primer paso en el desarrollo de programas de monitoreo (Figura 33)
        Dichos objetivos decidirán el diseño inicial del sistema de muestreo, la selección de los determinantes a ser monitoreados así
        como el método de muestreo necesario.

9.1.4 E1 objetivo del programa de monitoreo de aguas subterráneas puede encontrarse en una de las siguientes clases principales
        (Figura 0):

(a) Monitoreo de detección ofensiva en torno a la supuesta contaminación a fin de determinar la ocurrencia y el grado
     de contaminación tan pronto como sea posible.

(b) Monitoreo de detección defensiva en torno a las fuentes importantes de aguas subterráneas, a fin de proporcionar
     un aviso oportuno de la posible llegada de un frente o pulso de agua subterránea contaminada.

(c) El monitoreo de evaluación, a fin de determinar el grado, extensión, y migración de una pluma de contaminación
     de agua subterráneas.

(d) Vigilancia del abastecimiento de agua subterránea a fin de confirmar su adecuación para un uso propuesto o a fin
     de definir los procesos de tratamientos necesarios antes de dicho uso.

9.1.5 En caso que el monitoreo de detección ofensiva o defensiva dé como resultado la identificación de una contaminación
        significativa, serán normalmente seguidos de un monitoreo de evaluación.

9.1.6 Un elemento esencial de la estrategia de monitoreo de aguas subterráneas es la acción de seguimiento (Figura 33), como
        una consecuencia de la evaluación inicial de datos. Aún si la acción necesaria puede ser no más que la racionalización del
        diseño  del sistema, o un cambio en la frecuencia de muestreo o el rango de determinantes a ser analizados.

Figura 33
Monitoreo de la calidad de aguas subterráneas:
Esquema general de desarrollo de programas

9.1.7 Si se detecta una contaminación significativa, sin embargo, tal acción puede tener que incluir el abandono de fuentes de
        aguas subterráneas contaminadas, su bombeo continuado por restricción de la migración del agente contaminante, y/o el
        control o eliminación de la supuesta fuente de contaminación y, donde sea practicable, el suelo contaminado adjunto. Las
        tecnologías de la limpieza del acuífero continúan siendo muy costosas y en muchos casos problemáticas, por lo que en la
        mayoría de los casos no es posible que sean factibles en la América Latina y el Caribe para el futuro previsible.

9.1.8 Es necesario repetir que la vigilancia de la calidad de aguas subterráneas bombeadas es completamente inadecuada para la
        detección oportuna de la contaminación del acuífero. Donde primero se detecte la contaminación mediante este método es
        inevitable que un gran volumen del acuífero estará seriamente, o incluso irreversiblemente dañado y que el control de
        contaminación y la medida de recuperación serán muy costosas. 

9.2 Principios del Diseño y Desarrollo de Sistemas

9.2.1 El requisito básico del sistema de monitoreo es determinar la distribución de los parámetros de calidad de aguas 
        subterráneas selecccionadas y recolectar datos suplementarios sobre el flujo de las aguas subterráneas como una ayuda a           su interpretación.

9.2.2 El diseño del sistema tendrá una función de tres factores:

(a) El objetivo del monitoreo y el nivel de interés son las mayores consideraciones. Los programas de monitoreo locales
    normalmente se concentran alrededor de conocidas o potenciales fuentes de contaminación o instalaciones de abastecimiento
    de aguas subterráneas específicas. Los programas de monitoreo regionales necesitan evaluar las fuentes difusas de
    contaminación, tales como el uso agrícola de la tierra y la precipitación atmosférica. Dichos factores también determinan la
    extensión en la cual el sistema de monitoreo hace uso de pozos ya existentes, con todas las limitaciones inherentes que éstos
    implican.

(b) La complejidad del regimen de aguas subterráneas, incluyendo los patrones de flujo regional, el posible grado de
     heterogeneidad hidráulica y las relaciones de aguas superficiales-subterráneas.

(c) Las consideraciones económicas que inevitablemente restringirán el alcance del sistema propuesto.

9.2.3 Cualquiera que sea la situación, es esencial que el diseñador del sistema considere el significado de la heterogeneidad
        hidráulica vertical y lateral en relación con el nivel de interés en la calidad de aguas subterráneas, en caso que se generen
        resultados útiles. Debido a esto, el número necesario de puntos de muestreo por área y profundidad unitaria del acuífero debe
        considerarse como una función de grado de heterogeneidad hidráulica (Ward, et al., 1979). El conocimiento hidrogeológico es
        esencial en el diseño de sistemas, ya que una evaluación realista de posible carácter y complejidad del regimen de flujo de
        aguas subterráneas es un prerequisito fundamental.

9.2.4 El tipo de instalación de muestreo seleccionado deberá considerar las peculiaridades de los grupos de determinantes bajo
        investigación, especialmente su inestabilidad y corrosividad.

9.2.5 La profundidad seleccionada para colocar el filtro en los pozos de monitoreo depende de las propiedades de contaminantes
        principales bajo investigación (en especial la densidad), y si el regimen de aguas subterráneas posee componentes de flujo
        verticales importantes. La situación más común es el situar los filtros inmediatamente debajo de la zona de la fluctuación del
        nivel freático natural, pero si se sospecha de contaminantes inmisibles (ya sean más livianos o más pesados que el agua),
        entonces esto tendrá que modificarse. Los hidrocarburos aromáticos livianos tienden a flotar por encima del nivel freático y los
        hidrocarburos clorinados densos tienden a sumergirse a la base de los acuíferos y acumularse sobre superficies
        impermeables (Figura 8).

9.2.6 La selección de los lugares más apropiados para el emplazamiento de instalaciones de muestreo puede ayudarse
        considerablemente, bajo algunas circunstancias desde la superficie, por mediciones indirectas utilizando técnicas geofísicas
        o detección de gases (Tabla 9).

9.2.7 Bajo circunstancias favorables, los resultados de dichos estudios pueden proporcionar información sobre estratificación
        geológica, grado de fisuración del acuífero, profundidad del nivel freático o lecho del acuífero, variación en la salinidad de
        aguas subterráneas y el tamaño de plumas de contaminación. Semejante conocimiento ayudaría a la racionalización de los
        lugares de muestreo, la reducción de la densidad de pozos necesarios y las profundidades preferidas para los filtros de pozos.
        La presencia de residuos enterrados en cilindros, fosas a otras excavaciones también pueden detectarse y esto es
        tremendamente importante para evitar lugares peligrosos para la perforación del pozo de monitoreo.

9.2.8 Mientras los estudios geofísicos de superficie han sido utilizados mucho tiempo en la exploración del abastecimiento de
        aguas subterráneas, su aplicación en los estudios de contaminación de aguas subterráneas es relativamente nueva. La
        interpretación de los resultados en este contexto necesita un personal especializado y la verificación en relación tanto con la
        estructura geológica como con la calidad de aguas subterráneas, a través de la perforación y muestreo directo.

9.2.9 Un sistema de monitoreo de detección ofensiva normalmente comprime un grupo de pozos gradiente hidráulico debajo de la
        fuente potencial de contaminación, con la añadidura de por lo menos una en dirección opuesta. Esta última es necesaria para
        evaluar las variaciones de la calidad del fondo. El número de pozos por fuente de contaminación potencial es esencialmente
        función de la dimensión de la fuente involucrada y de la heterogeneidad hidrogeológica; comúnmente cuatro es considerado
        como mínimo en la literatura (US-EPA, 1977; Plumb, 1987). En acuíferos heterogéneos y para fuentes de gran contaminación
        será necesario un número mayor.

9.2.10 Un sistema de monitoreo de detección asociada con un abastecimiento de agua subterránea normalmente se encuentra
         localizado en un arco voltáico defensivo, tomando en cuenta la dirección del flujo de aguas subterráneas locales, la forma del
         cono de depresión de bombeo y la posible existencia de líneas de flujo preferenciales. La elección de profundidad de filtro es
         más difícil en este caso, debido a las grandes fluctuaciones artificiales en el nivel freático consecuente del bombeo, y el
         posible transporte profundo de contaminantes como resultado de heterogeneidad hidráulica.

9.2.11 En el monitoreo de evaluación, el número total y la densidad de pozos de monitoreo generalmente es mucho más grande.
         Esto resulta de los requisitos de establecer la distribución tridimensional de contaminantes en el sistema de aguas
         subterráneas. El número puede reducirse, en algún grado, si la localización de la fuente de contaminación, las
         características del acuífero local y las direcciones de flujo de aguas subterráneas son conocidas. Los pozos de monitoreo
         normalmente serán instalados a lo largo de líneas perpendiculares a la dirección de flujo de aguas subterráneas gradiente
         hidráulico abajo desde la supuesta fuente de contaminación

9.2.12 En los casos de contaminación regional difusa y contaminación de fuentes puntuales supuestas en lugares con una
          profunda zona no saturada, debería considerarse el incluir algún muestreo de aquella zona en los programas de monitoreo,
          en vista de la gran posibilidad de detección oportuna del inicio de cualquier contaminación (Parker y Foster, 1986; Kirschner
          y Bloomburg, 1988).

9.2.13 En los estudios regionales de calidad de aguas subterráneas, los pozos ya existentes con frecuencia son incorporados en
          los sistemas de monitoreo por razones de economía. Los criterios para la selección de los pozos ya existentes debería
          seguirse mediante la selección de aquellos con la más corta longitud de filtro sobre el intervalo de profundidad más
          apropiado, con la adecuada protección sanitaria de la superficie y el registro geológico más seguro a fin de ayudar a la
          interpretación que sigue.

9.2.14 La instalación de sistemas grandes de monitoreo de aguas subterráneas siempre debería llevarse a cabo en fases, de
          manera que los resultados de la fase inicial puedan proporcionar información para optimizar el diseño posterior. La
          frecuencia del muestreo y el número de determinantes analíticos normalmente pueden reducirse sustancialmente una vez
          que se ha determinado el grado de variación en la calidad de las aguas subterráneas.

9.2.15 Las variaciones temporales pueden ocurrir como resultado de incidentes de carga aislados o del bombeo del pozo, pero las
          fluctuaciones cíclicas más comunes son anuales. Así, el muestreo más frecuente para el mayor rango posible de
          determinantes generalmente se realiza durante el primer año de monitoreo.

9.3 Procedimientos y Precauciones Operacionales

9.3.1 Comentarios Generales

(a) Cuando se extraen las aguas subterráneas de un acuífero están sujetas a modificación fisicoquímica como resultado de los
     cambios de presión y temperatura, exposición a la luz solar y contacto con la atmósfera. Esta sección trata de las
     precauciones prácticas que son necesarias para obtener resultados de monitoreo seguros cuando el procedimiento de
     muestreo implica la recuperación de una muestra líquida del pozo para análisis, ya sea en el campo o en un laboratorio de
     base.

(b) Una operación inicial y crítica es la limpieza del pozo, para asegurar que la muestra recogida provenga directamente del
     acuífero. Además, el método de recolección, filtración, preservación y extracción de las muestras debe tomar en cuenta las
     propiedades de los tipos de determinantes bajo investigación.

9.3.2 Limpieza de Pozos

(a) El  agua anómala, a menudo estancada (contaminada directamente desde la superficie o la corrosión de las tuberías del pozo)
     se acumula en los pozos no bombeados. Esta agua debe ser eliminada antes de llevar a cabo el muestreo.

(b) Ya que los efectos son más serios en la porción de la tubería sólida del pozo, la limpieza se realiza mejor desde el nivel del
     agua hasta la base del pozo (Robin y Gillham, 1987).

Tabla 9
Resumen de métodos indirectos de la investigación del flujo
y de calidad de las aguas subterráneas

(c) Criterios empíricos, tal como la remoción de 5 ó 10 volúmenes del pozo, a menudo se usan con este propósito pero es
     preferible verificar la limpieza adecuada mediante el monitoreo en la línea de descarga para conductividad eléctrica (CE),
     temperatura (T), pH y Eh (pE) a oxígeno disuelto (OD).

(d) El tiempo que toma limpiar un pozo hasta que bombee una alta proporción de agua del acuífero está relacionado con su tasa de
     bombeo y diseño y la transmisibilidad y heterogeneidad del acuífero. Tiempos de limpieza más cortos pueden esperarse en
     pozos de monitoreo de diámetro pequeño en acuíferos de alta transmisibilidad.

(e) Teóricamente se pueden generar curvas de la proporción del agua bombeada con el tiempo de limpieza, basándonos en análisis
     del bombeo de pozos con almacenamiento significativo (Papadopulous y Cooper, 1987) (Barcelona, et al., 1985). Grandes
     aumentos en la tasa de bombeo no producen correspondientes aumentos en la proporción del agua del acuífero después de un
     tiempo dado.

(f) Este tipo de estimado, sin embargo, debería tomarse solamente como guía general para los tiempos de limpieza, en vista de la
    incertidumbre en la estimación del valor apropiado de transmisibilidad a ser utilizado, por ejemplo, en un pozo de filtro corto en
    una formación profunda.

(g) Barber y Davis (1987) también han analizado el problema de la limpieza y concluyen que, por un error de muestreo
     razonablemente pequeño en los pozos regularmente muestreados, más del doble del volumen del pozo necesita eliminarse, y
     que aún después de este período, debe realizarse el muestreo a profundidades inferiores a las que fue ubicada la bomba.

9.3.3 Recolección de Muestras

(a) El programa de recolección de muestras debería extenderse de acuerdo con los determinantes bajo investigación. Los
     procedimientos en el sitio de muestreo, los volúmenes de la muestra y los requisitos de preservación también se dictarán
     mediante el método analítico propuesto. Un resumen de los procedimientos, las técnicas de preservación y los tiempos de
     almacenamiento permisible se presentan en la Tabla 10.

(b) Las muestras deberían recogerse tan cerca como sea posible de la descarga de la bomba, interviniendo un mínimo de cañería.
    Si se recolecta desde una llave de agua ya existente, es importante asegurarse que ésta no contamine la muestra, utilizando
    una manguera de curva S si es necesario.

(c) El recipiente para la muestra debería enjuagarse completamente con una porción de muestra. En caso que se haya instalado
     una celda en línea para monitorear los cambios en CE, T, pH, OD o Eh, debería instalarse una unión T aguas arriba para facilitar
     la recolección de la muestra.

(d) Para la mayoría de los determinantes, los recipientes de polietileno o vidrio con tapa hermética son adecuados, pero para
     ciertos determinantes deben utilizarse recipientes especiales. Los recipientes de muestra siempre deberán llenarse hasta el
     borde, evitando la aeración a través de la salpicadura.

9.3.4 Filtración de Muestras

(a) Las muestras de aguas subterráneas a menudo contienen sólidos suspendidos que se derivan de los pozos de monitoreo, que
     si no se eliminan, pueden influir en los resultados analíticos. Las reacciones posibles entre el agua y los sólidos suspendidos
     incluyen el intercambio de iones y la disolución de material en partículas y coloidal. Adicionalmente, la acidificación de la
     muestra puede disolver los sólidos suspendidos y producir resultados falsos.

(b) Se recomienda la filtración en la mayoría de los casos aún cuando aparentemente no se presentan sólidos suspendidos. Sin
     embargo, no es recomendable filtrar las muestras por análisis orgánico o determinaciones microbiológicas ya que esto puede
     dar como resultado la pérdida del determinante de interés.

(c) La filtración debería realizarse en la cabezera del pozo, preferiblemente utilizando una unidad de filtración en línea a la presión
    de la bomba de muestreo. Donde esto no es posible, se acepta para la mayoría de los determinantes una unidad de filtración a
     presión, utilizando nitrógeno comprimido o inyección de aire. Para volúmenes pequeños se recomienda una jeringa con filtro.
     Los equipos de muestreo de filtración al vacío no son recomendables porque estimulan la pérdida de gases disueltos y
     compuestos volátiles

(d) La selección del filtro depende de los determinantes bajo investigación. En general, se recomienda un filtro de acetatocelulosa
     de 0.45 um tamaño de poro. El filtro permitirá el paso de algunas bacterias y material coloidal, pero los tamaños más pequeños
     de los poros tienden a obstruirse rápidamente. Si la muestra está turbia, será necesario un prefiltro de fibra de vidrio. Si es
     posible encontrar solventes orgánicos sintéticos, los medios de filtro orgánico (nitrato de celulosa, acetato de celulosa o
     policarbonato) no deberían utilizarse y se recomienda fibra de vidrio o teflón donde la filtración sea necesaria (Barcelona, et al.,
     1985).

9.3.5 Preservación de Muestras

(a) La preservación de las muestras se recomienda ya que los determinantes pueden cambiar la concentración en el tiempo entre
     la  recolección y el análisis. La preservación comúnmente implica añadir ácido a pH=2 para prevenir la precipitación metálica
     y/o almacenamiento en 48C pará retrasar cualquier reacción bioquímica. Los métodos para los determinantes que se presentan
     en la Tabla 10 poseen técnicas de preservación comunes de manera que pueden recogerse y almacenarse en el mismo
     recipiente (Figura 34).

Tabla 10
Resumen de procedimientos y precauciones de muestreo para
grupos específicos de parámetros
(basado en parte en DoE-SCA, 1980)

(b) Si es posible, el transporte al laboratorio base y el almacenamiento posterior antes del análisis deberá ser a 40C. Los tiempos
     máximos de almacenamiento recomendados para diferentes determinantes varía de 24 horas a 6 meses (Scalf, et al., 1981;
     Barcelona, et al., 1985) y estos tiempos deben tomarse en cuenta cuando se planifican los programas de monitoreo.

9.3.6 Control y Garantía de la Calidad

(a) El control de calidad de los procedimientos de muestreo y los resultados analíticos es discutido comprensiblemente por Hunt y
     Wilson (1986). Tal control es necesario para evaluar los errores sistemáticos que se originan del tratamiento de la muestra,
     transporte y almacenamiento y de los procedimientos del laboratorio. Particularmente esto es importante en los programas de
     monitoreo a largo plazo.

(b) Se recomienda el uso de blancos de campo y muestras artificiales y Barcelona et al. (1985) han sugerido rangos de
     concentracien para las últimas.

(c) Con tal propósito tambián es altamente recomendado recolectar y retener las muestras con y sin filtración, acidificación, etc. y
     analizar algunas de las muestras no escogidas a fin de identificar cualquier efecto negativo de los procedimientos de
     preservación de muestra.

(d) También se desea incorporar prácticas de garantía de calidad en los programas de monitoreo a largo plazo. Tales prácticas|
     requieren que la responsabilidad para cada paso en el muestreo y procedimiento analítico, incluyendo la custodia de la muestra
     durante el transporte, esté claramente definida, bien documentada y sujeta a inspecciones externas periódicas. En este
     contexto es importante la adecuada identificación de las muestras, especialmente cuando se trata de grandes programas de
     monitoreo

9.3.7 Observación Final

(a) En este manual se que ha enfatizado que, para determinar las concentraciones de algunos determinantes inestables
     representativos de los valores en el acuífero, se necesitarán análisis o extracción en el sitio en forma estable. Esto es
     especialmente el caso para los gases disueltos, y en consecuencia en el del pH, el ión de bicarbonato, -el Eh y OD y los
     contaminantes volátiles (Figura 2).

(b) Asimismo debe enfatizarse que en la investigación de contaminación y monitoreo de evaluación detallados, puede ser de
     considerable importancia recolectar muestras de la fase sólida y extraer y analizar la fase absorbida, ya que esto puede ser
     crítico en la interpretación. Esto es obviamente sólo en el caso en que se trata de contaminantes absorbidos tales como
     bacterias, virus y algunos compuestos orgánicos sintéticos.

Figura 34
Diagrama de flujo óptimo para la recolección de muestras de
aguas subterráneas para análisis químicos de laboratorio

 

 

9.4 Parámetros Indicadores de Contaminación

9.4.1 La selección de los determinantes a ser analizados se determina esencialmente por el uso del agua subterránea en el área
        monitoreada o investigada. Cuando se trata de abastecimiento de agua potable, es preferible que todos los compuestos
        mencionados en la Tabla 1 sean analizados, al menos ocasionalmente.

9.4.2 También es posible dar algunas indicaciones generales sobre los tipos de actividad potencialmente contaminante que es
         posible que generen un contaminante dado (Tabla 3). La identificación de los indicadores de contaminación confiables es un
         asunto extremamente importante en vista de los altos costos de muchos análisis de laboratorio y el potencial ahorro al
         utilizar indicadores.

9.4.3 El desarrollo de indicadores de contaminación fue iniciado en microbiología debido a la impractibilidad técnica y elevado costo
        de tratar de monitorear organismos patógenos individuales en suministros de agua.

9.4.4 Las características de un indicador de contaminación ideal son:

(a) Su procedimiento analítico debe ser simple, rápido y económico.
(b) No debe presentar problemas serios de muestreo debido a modificación fisicoquímica.
(c) Debería estar presente en aguas subterráneas en concentraciones más elevadas que los contaminantes
     correspondientes.
(d) Su variación debería mostrar correlación positiva con la de los contaminantes correspondientes.
(e) Al menos, debería ser tan persistente y móvil en los sistemas de aguas subterráneas como los contaminantes
    correspondientes.

9.4.5 En el caso de contaminación microbiológica fecal de aguas subterráneas, las características requeridas restringen la
         selección del organismo indicador a coliformes totales (CT), coliformes fecales (CF) y estreptococos fecales (EF), que son
         bacterias aeróbicas, y a la bacteria anaeróbica Clostridium perfringens. Generalmente los CF se aceptan como los más
         útiles. Hay posibilidad que los EF sean más persistentes que los CF en los sistemas de aguas subterráneas, y, por lo tanto,
         más convenientes como indicadores de la posible presencia de tipos persistentes de virus. También se ha constatado la
         relevancia- de CT con la presencia relativamente difundida de los organismos coliformes no fecales en las aguas
         subterráneas poco profundas, especialmente en climas tropicales.

9.4.6 Los indicadores más prometedores de contaminación química de aguas subterráneas incluyen varias combinaciones de los
        siguientes parámetros: EC, pH, Eh, OD, Cl, N03 o NH4 y B. La selección dependerá del tipo de actividad contaminante
        involucrada.

9.4.7 El desarrollo de un indicador adecuado de contaminación orgánica de aguas subterráneas es un asunto muy importante. El
        más prometedor desarrollado hasta ahora es el carbón orgánico disuelto (COD) (conocido en algunos casos como COT). Este
        es el más útil como indicador de la posible presencia de hidrocarburos (Spruill, 1988) y/o compuestos orgánicos sintéticos,
        que son agentes serios de contaminación de agua aún a concentraciones muy bajas, siempre que la fuente de contaminación
        también contenga una carga subterránea pesada de carbono orgánico en otras formas (por ejemplo, como ocurriría en el caso
        del lixiviado de rellenos sanitarios, infiltración de lagunas de aguas residuales, fugas de alcantarillado, etc.).

9.4.8 Todavía existe poca experiencia internacional en el uso del COD como indicador de contaminación de aguas subterráneas, y
         existen pocos datos difundidos sobre las concentraciones de fondo, especialmente en climas tropicales. Numerosos
         compuestos pueden contener COD, incluyendo aceites y grasas, ácidos húmicos y fúlvicos, detergentes sintéticos, ácidos
         orgánicos, etc. Las concentraciones de COD superiores a 2 ó S mg/1 deben considerarse como elevadas y probablemente
         indicativos de contaminación.

9.4.9 Se conoce que problemas ocurren con la inadecuada repetición analítica para COD y probablemente relacionados con la
        frecuente presencia de concentraciones mucho más elevadas de carbono inorgánico (como bicarbonato) en las aguas
        subterráneas. El procedimiento analítico implica tres pasos. primero, acidificación y eliminación de especies de carbono
        inorgánico; segundo, oxidación de carbono orgánico; tercero, cuantificación del C02 producido, usualmente por
        espectrometría de adsorción infrarroja. Estos pasos presentan la posibilidad de variación seria en las mediciones COD debido
        a causas tales como la eliminación incompleta de carbono inorgánico y/o la pérdida de fracciones orgánicas volátiles.

9.4.10 Por otra parte, el COD no es un indicador sensitivo en que la contaminación orgánica de aguas subterráneas está limitada a
          un solo compuesto sintético altamente tóxico (tal como un hidrocarburo alifático o aromático clorado), como resultado de
          fugas en tanques de almacenamiento a otras causas, ya que tales compuestos son serios agentes contaminantes de agua
          en el rango de ppb. En este caso, el indicador más prometedor es VOC, pero presenta problemas formidables de
          muestreo debido a las pérdidas volátiles, contaminanes de interés. como lo hacen los contaminantes de interés.

9.5 Utilización de Resultados de Monitoreo

9.5.1 Condiciones Hidrogeológicas

(a) Tanto la recopilación de los datos de premonitoreo y el programa de monitoreo generan información sobre las condiciones
     hidrogeológicas: distribución de acuíferos y acuitardos, ubicación de las áreas de recarga y descarga, direcciones de flujo de
     aguas subterráneas, etc.

(b) Los métodos de procesamiento de dichos datos no están dentro del alcance de este manual y se debe referir a textos
     específicos (por ejemplo, Custodio y Llamas, 1976; Freeze y Cherry, 1979, Jackson, 1980).

(c) Demás está decir que esto normalmente implicará la representación de la estructura mediante mapas areales y secciones
     transversales, redes horizontales y verticales de flujo basadas en el potencial de aguas subterráneas (de las cuales se puede
     realizar cálculos de velocidades promedio), etc.

(d) Los programas de computadora están ahora disponibles para compilar datos hidrogeológicos, pero la interpretación final
    necesita los servicios de un hidrogeólogo experimentado.

9.5.2 Detección Ofensiva/Defensiva de Contaminación

(a) Los datos de la calidad de aguas subterráneas generados por el monitoreo, pueden presentar fluctuaciones complejas,
     presentando problemas de correlación espacial y serial.

(b) La detección de contaminación generalmente se intenta comparando datos de series descendientes y ascendientes de tiempo,
     pero las fluctuaciones externas complican grandemente este proceso y frecuentemente hacen que la detección primaria de
     contaminación sea más difícil.

(c) Cuando los determinantes de interés no ocurren en forma natural en las aguas subterráneas, solo su presencia confirmada
     puede ser suficiente para indicar contaminación y justificar una programa de evaluación.

(d) Sin embargo, si los determinantes de interés también se encuentran presentes en forma natural a concentraciones bajas, la
     detección de contaminación no es tan fácil. La gran necesidad de una caracterización adecuada de antecedentes de
     subterráneas es evidente.

(e) Las técnicas estadísticas pueden utilizarse-para ayudar a determinar si las diferencias en los datos aguas arriba y aguas abajo
     son significativas. La mayoría de ellas se encuentran disponibles en programas de microcomputadoras.

(f) Entre estas pruebas, las utilizadas más comúnmente son varias versiones de la prueba Student-t, que determina si el promedio
    de los grupos de datos de inclinación descendiente son significativamente más elevados que los grupos ascendentes
    correspondientes (Loftis, et al., 1987). - El usuario debe seleccionar un nivel de significancia contra el cual se examina la
    hipótesis de los promedios iguales. Aumentando el número de análisis en cada grupo de datos se incrementa el poder del
    examen. Sin embargo, promediar las concentraciones en diferentes pozos reduce la sensibilidad de la detección y se han
    propuesto métodos alternativos.

(g) Las tendencias en pozos de monitoreo individuales pueden determinarse mediante regresión lineal de datos seriales de
     concentración o comparando sus inclinaciones mediante una variación de la prueba Student-t (Loftis, et al., 1987).
     Generalmente se prefiere el muestreo trimestral para este análisis (Gibbons, 1987) que es mejor para detectar los cambios que
     se desarrollan lentamente en la calidad de las aguas subterráneas.

(h) Para reducir el efecto de las variaciones estacionales en los análisis estadísticos, Loftis, et al. (1987) sugieren que las
     diferencias en la concentración entre cada pozo aguas abajo y el valor aguas arriba (aproximadamente para la misma fecha)
     sean analizadas como datos individuales. Estos puntos de datos pareados pueden luego ser analizados para ver sus
     tendencias.

(i) Estos y otras pruebas estadísticas pueden ser útiles para detectar contaminación, pero sus suposiciones y limitaciones deben
    comprenderse claramente. Se recomienda que, cuando sea posible, se realice más de una prueba, y los resultados sean
    comparados de manera crítica y conciliados con datos hidrogeológicos de campo.

9.5.3 Evaluación de Contaminación

(a) La distribución de contaminantes individuales normalmente se representa primero mediante isoconcentraciones tanto en
     mapas areales como en secciones transversales.

(b) Los procedimientos para mapear las concentraciones varían desde interpolación linear simple (ya sea manualmente o utilizando
     programas de computadora) hasta métodos geoestadísticos sofisticados ("kriging") que ofrecen la posibilidad de extrapolar los
     perfiles de isoconcentración, expresando los posibles errores involucrados en tal predicción y separando las anomalías locales
     de las variables regionalizadas (Davis, 1986).

(c) En la mayoría de los casos, la simple-interpolación y extrapolación manual será suficiente, pero cuando los cálculos más
     precisos posibles de las concentraciones son críticos, se deberá considerar "kriging". Sin embargo, siempre será necesario
     conciliar las extrapolaciones de la computadora con el modelo conceptual hidrogeológico de flujo de aguas subterráneas.

(d) Los estimados de, las tasas dé migración del contaminante pueden realizarse utilizando modelos analíticos simples de
     transporte del contaminante, o numéricos más complejos, que porporcionan predicciones de las distribuciones futuras del
     contaminante. Tales modelos solamente deberán utilizarse cuando los datos hidrogeológicos detallados se encuentren
     disponibles para su formulación y cuando hayan sido calibrados satisfactoriamente con las distribuciones del contaminante.

9.5.4 Almacenamiento y Recuperación de Datos

(a) De todas las discusiones anteriores, se concluirá que la recolección e interpretación de los datos de calidad de aguas
     subterráneas es un proceso que toma tiempo y que es relativamente costoso. A menudo los objetivos de los programas de
     monitoreo no pueden alcanzarse debido a un inadecuado almacenamiento y archivo de los resultados básicos de monitoreo.

(b) Los datos históricos son invalorables cuando se trata de interpretar cambios temporales en la calidad de las aguas
     subterráneas y deberán tratarse como tal.

10. Conclusiones

10.1 En el montaje de programas de monitoreo de la calidad de aguas subterráneas, es esencial definir claramente el objetivo, ya
       que esto determinará los parámetros que necesitan ser analizados, el tipo de instalación de muestreo y el diseño de la red de
       monitoreo requerida. Es importante evaluar el significado y confiabilidad de los resultados generados y no emprender el
       monitoreo sin sentido a menos que exista un compromiso de acción apropiada de seguimiento.

10.2 El objetivo más frecuente será proporcionar un preaviso del inicio de la contaminación de los acuíferos o del peligro de
       contaminación en los pozos de abastecimiento de agua, o definir la distribución precisa de los agentes contaminantes en un
       acuífero ya contaminado.

10.3 Para estos propósitos, los métodos tradicionales tales como el muestreo de la descarga de pozos de producción o el
       muestreo de toma en pozos no bombeados, a menudo tendrán serias limitaciones o serán completamente inadecuados, como
       resultado del control insuficiente de la profundidad y origen del muestreo y/o la pérdida de determinantes inestables. Estos
       métodos continuarán siendo utilizados pero deben reconocerse sus limitaciones cuando se trata de interpretar y aplicar los
       resultados de los programas de monitoreo.

10.4 Otro interés principal al monitorear aguas subterráneas es la vigilancia de la calidad del abastecimiento de agua potable. En
       este caso los métodos tradicionales generalmente son más adecuados, pero aún falta perfeccionar considerablemente la
       recolección y manejo de las muestras y en la seleccíón de íos parámetros a ser analizados.

10.5 Muchas de las técnicas perfeccionadas de muestren actualmente han sido desarrolladas para superar los problemas
       fundamentales mencionados anteriormente, pero pueden resultar costosas y requerir importación (Tabla 11). Su aplícacíón
       debería evaluarse de manera crítíca en relación a la importancia del problema, existente o potencial bajo investigación.

10.6 Generalmente, el método más económico, tecnológicamente simple, y más adecuado para mejorar el monitoreo será la
       instalación de pozos perforados con este fin (cada uno con intervalo corto de filtro sobre un rango de profundidad
       seleccionado), muestreados periódicamente con un muestreador portátil apropiado, dependiendo de los parámetros requeridos
       y de la profundidad del muestreo. La excepción será cuando está involucrado el muestreo de un acuífero muy profundo,
       cuando otras técnicas pueden ser preferidas por razones económicas.

10.7 La necesidad de contar con experiencia hidrogeológica, y de comprender el régimen de flujo de aguas subterráneas, en el
       diseño de las redes de monitoreo y la interpretación y aplicación de sus resultados, no pueden dejar de tomarse en cuenta.

Tabla 11
Costo relativo y requisito de divisas para la adquisicón de equipo de
muestreo de aguas subterráneas en América Latina y  El Caribe

 

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Anexo
Instituciones en Naciones Colaboraciones con Amplia Experiencia
en Monitoreo y Muestreo de Aguas Subterráneas

(las siguientes instituciones pueden proporcionar información adicional y absolver
preguntas sobre métodos de muestreo y estrategias de monitoreo)

British Geological Survey
Hydrogeology Research Group
Maclean Building
WALLINGFORD OX10-8BB, Gran Bretaña

Rijksinstituut Volksgezondheid an Milieuhygiene
Postbus 1
3720 BILTHOVEN, The Netherlands

Universidad Nacional Autónoma de México
Instituto de Geofísica
Ciudad Universitaria
Apartado Postal 22-582
CP 14000 MEXICO DF, México

Universidad Politécnica de Catalunya
Curso Internacional de Hidrología Subterránea
Calle Beethoven 15
080021 BARCELONA, España

Universidade de Sao Paulo
Instituto de Geociencias
Centro de Pesquisas de Aguas Subterráneas
Caixa Postal 20899
01498 SAO PAULO, Brasil

University of Waterloo
Ground Water Research Institute
WATERLOO (Ontario) N2L 3G1, Canadá


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