Universidad Autónoma de Madrid Facultad de Ciencias
Departamento de Geología y Geoquímica
TESIS DOCTORAL
André Sarmanho de Lima
ii
Universidad Autónoma de Madrid Facultad de Ciencias
Departamento de Geología y Geoquímica
Tesis Doctoral presentada por André Sarmanho de Lima para la obtención del título de Doctor por la Universidad Autónoma de
Madrid Dirigida por los Directores:
Profa. Dra. Carmen Gómez Artola Prof. Dr. Benito Lacalle
Prof. Dr. Fernando López Vera
Visto bueno de los directores:
Profa. Dra. Carmen Gómez Artola Prof. Dr. Benito Lacalle
Prof. Dr. Fernando López Vera
Madrid, mayo de 2008
A mis padres:
Milton Lima y Lúcia Sarmanho
Y a mis hermanos:
Henrique y Ricardo
Por el apoyo incondicional que me brindaron en todas las etapas de este proyecto
Con cariño, admiración y respecto para mis queridos maestros Carmen Gómez Artola, Benito Lacalle, Fernando López Vera, con profunda gratitud por todas las enseñazas,
iv AGRADECIMIENTOS
La presente tesis ha sido un proyecto de vida compartido con numerosos grupos de personas e instituciones, y cuyo aporte ha sido esencial en la construcción y finalización de éste proceso de investigación.
Quiero agradecer a las instituciones que durante estos años me apoyaron con sus aportes de informaciones y datos. Destaco los siguientes:
- Dirección General del Agua (MMA) a través del convenio de colaboración entre el Ministerio de Medio Ambiente y la Universidad Autónoma de Madrid para la realización de un proyecto piloto de gestión de la masa de agua subterránea del Campo de Montiel;
- Instituto Geológico Minero de España (IGME);
- Confederación Hidrográfica del Guadiana (CHG), D. José Ramón Aragón por el trato recibido por su parte y ayuda prestada en este estudio.
Quiero extender mi gratitud a todos los miembros del Departamento Geología y Geoquímica y a Da. Amalia además por su hospitalidad, mis compañeras de curso Maisa y Paloma por sus valiosa amistad.
• En plan personal:
Agradecer a los amigos José Lázaro, Rose, Mônica, José Babastro y Maria Gallega que en esto período de tesis hicieron sentirme siempre como en casa aún estando lejos de ella.
Agradecer con algo más que un gesto convencional a Dios por encontrar a personas que imprimen un sello espiritual en mi vida. No negare que me fundo en un vivo y expresivo agradecimiento por ser la persona que fui y que soy a todos ellos que los llevare en mi alma, mis amigos que son la familia que me ha permitido elegir: Lourdes Madeiro, José Babastro, Bianca Galende, Dilma Lopes, Bianca Ataide y Janaina Ataide.
Mi sincero agradecimiento y gratitud a Ailzo Soares - Im’Roma por la constante e incondicional apoyo, su amistad y los innumerables charlas en esta parte final de tesis.
Muchas gracias a todos.
INDICE Capitulo I
I. INTRODUCCIÓN……… ... 2
I.1 - Transformaciones Hidroquímicas del Nitrógeno en las Aguas Subterráneas ... 3
I. 2 - Caracteristicas Isotópica del Nitrógeno ... 8
I.3 - Efectos en la Salud... 13
I.4 - Acciones Institucionales (Programa de Actuación) ... 15
I.5 - Área de Estudio ... 18
I.6 - Antecedentes del Problema de Contaminación de Nitrato... 25
Capitulo II II. OBJETIVOS... 29
Capitulo III III. METODOLOGIA... ... 31
III.1 - Metodología de muestreo y análisis de las muestras... 33
III. 2 - Localización de las muestras ... 34
III.3 - Análisis Estadístico... 35
Capítulo IV IV. RESULTADOS Y DISCUSIONES ... 39
IV.1 - Perfil de evolución de la contaminación de nitrato en el período de 1974 a 2001... 39
IV.2 - Evolución de las superficies en regadío del Campo de Montiel... 43
IV.3 - Situación Hídrica Actual del Campo de Montiel ... 54
IV.3.1. - Niveles piezométricos de los años hidrológicos 2004-2005, 2005-2006 y 2006-2007... 54
vi
IV.5. - Monitoreo de Nitrato en el período de 2002 a 2006… ... 83
IV.6. - Resultados del muestreo de los puntos seleccionados (enero/2008)… ... 83
IV.6.1.- Tratamientos Estadístico de los Resultados…... 83
IV.6.2. - Resultados del análisis de Isotopos δ15N… ... 83
RESUMEN Y CONCLUSIONES... 138
BIBLIOGRAFIA... ... ..146 ANEXOS
Anexo 1 - Monitoreo de nitrato del IGME y CHG (1974 – 2001);
Anexo 2 - Monitoreo de nitrato de la CHG (2002 – 2001);
Anexo 3 - Campaña de control piezométrico de la masa de agua subterránea de Campo de montiel (2004 a 2007);
Anexo 4 - Monitoreo de nitrato del IGME y CHG (1974 – 2001);
Anexo 5 - Fotos de algunos puntos de muestreo;
Anexo 6 – Tablas de correlaciones.
ÍNDICE DE FIGURAS
Figura 1 - Caminos del nitrógeno en el agua subterránea……...6
Figura 2 - Estudio de los valores δ15 de los compuestos que contienen nitrógeno en la naturaleza. Los valores δ15 se expresan respecto a la composición isotópica de N2 en el aire………...11
Figura 3 - Límites de la masa de agua subterránea del Campo de Montiel…………...19
Figura 4 - Mapa geológico del Campo de Montiel y limite del acuífero………...21
Figura 5 - Evolución piezométrica de la masa de agua subterránea de Campo de Montiel…...……….………..23
Figura 6 - Límites del acuífero sobreexplotado y afloramientos geológicos del Campo de Montiel………..……….25
Figura 7 - Localización de los puntos de muestreo de agua en el Campo de Montiel……….…..37
Figura 8 - Percentiles del valores de nitratos de la campaña de monitoreo del IGME y CHG………..………...41
Figura 9 - Comportamientos de los valores medios de nitratos en el acuífero de Campo de Montiel (1974 a 2001)……….…42
Figura 10 - Evolución temporal de las superficies en regadío de la masa de agua…..45
Figura 11 - Evolución temporal de las superficies en regadío del área declarada sobreexplotada………....45
Figura 12 - Cultivos de Regadío del año 1984………....46
Figura 13 - Cultivos de Regadío del año 1985………....47
Figura 14 - Cultivos de Regadío del año 1986………....48
Figura 15 - Cultivos de Regadío del año 1993………....49
Figura 16 - Cultivos de Regadío del año 2005………....50
Figura 17 - Localización de los Puntos de Control……….56
Figura 18 - Trazado de las curvas isopiezas 2004/2007……...………57
Figura 19 - Diferencia de niveles piezométricos de la campañas de Junio/04 y Junio/05……….…58
viii Figura 21 - Diferencia de niveles piezométricos de la campañas de Junio/06 y
Junio/07……….60 Figura 22 - Mapa isoascensos/isodescensos de las campañas Junio/04 y
Junio/05………....61 Figura 23 - Representación gráfica en 3D de los isoascensos/isodescensos referentes las campañas Junio/04 y Junio/05………62 Figura 24 - Mapa isoascensos/isodescensos de las campañas Junio/05 y
Junio/06……….63 Figura 25 - Representación gráfica en 3D de los isoascensos/isodescensos referentes las campañas Junio/05 e Junio/06………..….64 Figura 26 - Mapa isoascensos/isodescensos de las campañas Junio/06 y
Junio/07……….…65 Figura 27 - Representación gráfica en 3D de los isoascensos/isodescensos referentes
las campañas Junio/06 e Junio/07………...…66 Figura 28 - Comparación de precipitaciones acumuladas en cada estación para los
años hidrológicos 2004-2005, 2005-2006 y 2006-2007………68 Figura 29 - Comparación de precipitaciones mensuales acumuladas en cada estación para los años hidrológicos 2004-2005, 2005-2006 y 2006- 2007………..…….69 Figura 30 - Localización de los manantiales de control………...………..72 Figura 31 - Diagrama Piper-Hill- Langelier de la campaña de Octubre 2005……..…..74 Figura 32 - Diagrama Stiff de los análisis de la campaña de Octubre/2005…………..75 Figura 33 - Diagrama Piper-Hill- Langelier de la campaña de Junio 2006……….76 Figura 34 - Diagrama Stiff de los análisis de la campaña de Junio/2006…...77 Figura 35 - Diagrama Piper-Hill- Langelier de la campaña de Octubre 2006………....78 Figura 36 - Diagrama Stiff de los análisis de la campaña de Octubre/2006…………..79 Figura 37 - Localización de los puntos de muestreo de nitrato………86 Figura 38a a 38w - Valores de las concentraciones de nitratos y sus percentiles
durante el período de 2002 a 2006……….……….96 Figura 39 - Isoconcentraciones de los valores medios de nitratos de la campaña de
monitoreo del Campo de Montiel (2002 a 2006)………..101 Figura 40 - Visualización del mapa de cultivos de regadío/2005 con las zonas de
contaminación de nitrato y los puntos de recogida de agua………….….102
Figura 41a a 41k - Historial de resultados de los parámetros analizados en el período de mayo/2002 hasta enero/2008………....113 Figura 42 - Representación 3D del espacio factorial de análisis de componentes
principal – P4………..……...116 Figura 43 - Representación 3D del espacio factorial de análisis de componentes
principal – P8………...……..117 Figura 44 - Representación 3D del espacio factorial de análisis de componentes
principal – P10………..………..…..119 Figura 45 - Representación 3D del espacio factorial de análisis de componentes
principal – P15………...120 Figura 46 - Representación 3D del espacio factorial de análisis de componentes
principal – P17………..….122 Figura 47 - Representación 3D del espacio factorial de análisis de componentes
principal – P18………...……123 Figura 48 - Representación 3D del espacio factorial de análisis de componentes
principal – P20………...……125 Figura 49 - Representación 3D del espacio factorial de análisis de componentes
principal – P21………..……….126 Figura 50: Representación 3D del espacio factorial de análisis de componentes
principal – P23………..…….128 Figura 51 - Representación 3D del espacio factorial de análisis de componentes
principal – P44……….…..129
x INDICE DE TABLAS
Tabla 1 - Cantidades máximas a emplear de fertilizantes nitrogenados según
Cultivos………...…...16
Tabla 2 - Descripción de uso del suelo de los puntos de recogida de agua……...…36
Tabla 3 - Resultados de la Campaña de monitoreo del IGME y CHG………..…..42
Tabla 4 - Evolución del aporte de Nitrógeno en áreas de regadíos………....……..…..52
Tabla 5 - Caudales de los manantiales de Campo de Montiel en junio/2007, junio/2006 y junio/2007………70
Tabla 6 - Facies hidroquímicas de las campañas de octubre/2005, junio/2006 y octubre/2006………...….80
Tabla 7 - Variación del nivel piezométrico y la tendencia de la concentración de nitrato……….98
Tabla 8 - Valores medios de la campaña de monitoreo del nitrato...….99
Tabla 9 - Resultados de la caracterización física y química de las aguas (enero/2008)……….….106
Tabla 10 - Concentración de los compuesto de nitrógeno (enero/2008)……….…….106
Tabla 11 - Correlaciones más significativas del punto P4………...115
Tabla 12 - Matriz de componentes extraídos – P4...115
Tabla 13.- Correlaciones más significativas del punto P8………...116
Tabla 14 - Matriz de componentes extraídos – P8………...117
Tabla 15 - Correlaciones más significativas del punto P10………....118
Tabla 16 - Matriz de componentes extraídos – P10……….118
Tabla 17 - Correlaciones más significativas del punto P15……….…119
Tabla 18 - Matriz de componentes extraídos – P15……….120
Tabla 19 - Correlaciones más significativas del punto P17………..…..121
Tabla 20 - Matriz de componentes extraídos – P17………...…..121
Tabla 21 - Correlaciones más significativas del punto P18……….122
Tabla 22 - Matriz de componentes extraídos – P18……….123
Tabla 23 - Correlaciones más significativas del punto P20………..…..124
Tabla 24 - Matriz de componentes extraídos – P20. ………...124
Tabla 25 - Correlaciones más significativas del punto P21……….125
Tabla 26 - Matriz de componentes extraídos – P21…………...………..126
Tabla 27 - Correlaciones más significativas del punto P23………..…..127
Tabla 28 - Matriz de componentes extraídos – P23……….…127
Tabla 29 - Correlaciones más significativas del punto P44……….…128
Tabla 30 - Matriz de componentes extraídos – P44……….129
Tabla 31 - Resumen de los Componentes Principales………..…..130
Tabla 32 - Contenido isotópico de fertilizantes según diversos autores………..…….134
Tabla 33 – Resultados de δ15N ‰ de las muestras …….………..……….…135
Tabla 34 - Rango de δ15N ‰ de las muestras………..……….…135
Capítulo I. INTRODUCCIÓN
I. INTRODUCCIÓN
El agua subterránea representa una fracción importante, del agua disponible para el hombre, tanto en la Península Ibérica como en el resto del mundo, con un volumen mucho mayor que el del agua retenida en lagos o ríos, aunque menor que el de los glaciares. Existen factores externos, especialmente de origen antrópico, que pueden alterar la composición natural de las aguas subterráneas, al introducir sustancias susceptibles de modificar su naturaleza original, y así limitar su utilización para ciertos usos.
La contaminación de las aguas subterráneas por nitratos constituye uno de los principales problemas en la región del Campo de Montiel. Los nitratos son contaminantes móviles en el agua subterránea pues ni son adsorbidos por los materiales del acuífero, debido a su carga negativa, ni tienen una gran facilidad de precipitación, debido a su elevado producto de solubilidad. Estos dos factores, permiten que grandes cantidades de nitrato disuelto permanezcan en el agua subterránea. Por su naturaleza soluble, los nitratos tienden a viajar grandes distancias en la subsuperficie, especialmente en sedimentos altamente permeables o rocas fracturadas.
El origen de la contaminación por nitratos puede ser debido a los focos contaminantes relacionados con determinadas actividades industriales, urbanas y especialmente agrarias. La contaminación del recurso hídrico subterráneo por nitratos en zonas rurales se debe principalmente al uso excesivo de abonos agrícolas o a vertidos de explotaciones ganaderas.
En su gran mayoría las actividades agrícolas constituyen fuentes importantes de contaminación difusa de nitratos a partir de abonos provenientes de grandes áreas agrícolas que llegan al agua subterránea. Sin embargo, hay casos de pequeñas fuentes en áreas relativamente restringidas
Capítulo I
3 Los efluentes industriales y domésticos, que también pueden dar lugar a contaminación por nitratos, son considerados cómo fuentes puntuales. Las áreas con deficiencia en saneamiento básico (fosas sépticas mal implantadas o con problemas de mantenimiento), pueden producir la contaminación del agua subterránea por nitratos, resultando nociva para el consumo humano. Debido a sus propiedades físicas, no pueden olerse ni sentirse, y su presencia en concentraciones potencialmente peligrosas, es detectada cuando se manifiesta un problema de salud. Los valores normativos definidos por la Reglamentación Técnico-Sanitaria para consumo humano (Real Decreto 140/2003), corresponden a 25 mg NO3 L-1 para el Valor Máximo Recomendado (VMR) y 50 mg NO3 L-1 para el Valor Máximo Admisible (VMA).
Los problemas ecológicos y de salud pública ocasionados por la elevada concentración de nitratos en el agua subterránea destinada al abastecimiento público, son una preocupación para los diferentes sectores del medio ambiente y las autoridades sanitarias, así como de todos los ciudadanos, ya que compromete el patrimonio hídrico subterráneo.
I.1- Transformaciones Hidroquímicas del Nitrógeno en las Aguas Subterráneas
El nitrato es el contaminante inorgánico más común identificado en agua subterránea, debido a que es la forma más oxidada y estable en que puede encontrarse el Nitrógeno, siendo su presencia en concentraciones no deseables potencialmente peligrosa en los acuíferos. Sin embargo, el Nitrógeno también puede estar en agua subterránea en otras formas, cómo:
amonio, amoníaco, nitrito, óxido nitroso y nitrógeno orgánico incorporado a substancias orgánicas.
En el agua podemos encontrar el nitrógeno como gas disuelto, en combinaciones inorgánicas y combinaciones orgánicas (Doménech, 2000).
El nitrato, nitrito y el ión amonio son formas de nitrógeno que se encuentran en combinación con iones bivalentes y monovalentes. Por lo que se refiere al amoniaco, solamente a un pH superior a 9 se puede encontrar en concentraciones importantes. En condiciones ambientales medias, la fracción de amoniaco es muy pequeña y puede ser oxidado por acción química, fotoquímica y bacteriana. En las aguas, este proceso se acelera por la actividad de las bacterias. Una molécula de amoniaco puede combinarse con un protón disponible para formar amonio cargado positivamente (Follet & Delgado, 2002).
En los suelos, las partículas sólidas cargadas negativamente reaccionan a través de interacciones electrostáticas con el ión amonio cargado positivamente. Los nitratos, ión cargado negativamente, es repelido por las partículas del suelo y puede ser transportado con el agua que percola. El movimiento del nitrato a través del suelo depende, principalmente del flujo de agua y de la difusión dentro de la masa del suelo (Chapin III et al., 2002, Follet
& Delgado, 2002).
Los suelos de pH bajo son más eficientes en el proceso de adsorción del ión amonio que aquellos de pH elevado y los suelos con alto contenido orgánico son menos eficientes que los suelos minerales con una capacidad similar de intercambio catiónico (Ávila et al. 2002)
El nitrógeno puede moverse a través del medio poroso siguiendo diferentes vías al mismo tiempo. Estas vías pueden ser independientes o producirse al unísono. Los compuestos de nitrógeno pueden moverse a través del suelo como gases o como solutos en soluciones acuosas.
El nitrógeno orgánico puede ser una fuente potencial de contaminación, su presencia en agua subterránea suele provenir de aguas residuales, desechos de ganadería y plantas de tratamiento de aguas residuales (Appelo,
Capítulo I
5 excreción o transporte mecánico) o por suspensión de partículas del suelo en agua. La distancia, dirección y cantidad de nitrógeno transportados varía con el tiempo y con las propiedades químicas, físicas y biológicas del suelo.
Los microorganismos juegan un papel importante en el ciclo del nitrógeno. Alrededor del 90% del nitrógeno total en suelos está en forma orgánica no disponible. El nitrógeno orgánico en el suelo puede ser convertido por actividad microbiana a ión amonio por el proceso de amonificación. Los iones positivos pueden ser atraídos por partículas cargadas negativamente como arcilla, materia orgánica sólida y de esta forma ser resistentes a percolar.
Los iones amonio pueden empezar a percolar cuando la capacidad de intercambio catiónico del suelo ha sido satisfecha.
En la Figura 1, se incluye una representación esquemática de las fuentes y caminos del nitrógeno en el agua subterránea.
Las altas concentraciones de calcio y magnesio probablemente interfieren con la adsorción de amonio. La amonificación depende de la temperatura del suelo, de la aireación y del pH del suelo. La siguiente etapa es la reacción de nitrificación, que es un proceso de oxidación microbiológica del amonio a la forma de nitrato. Esto ocurre rápidamente bajo condiciones aireadas con una temperatura entre 15 a 30ºC y a un pH de 6,5 a 7,5.
La nitrificación consiste en la oxidación del amonio a nitrito, y de éste a nitrato. Las bacterias nitrificantes responsables de esta oxidación son las Nitrosomonas y Nitrobacter, respectivamente. Para que se produzca la nitrificación, el medio debe ser aerobio y la concentración de oxígeno disuelto superior a 1 mg/l (Chapelle, 1992).
Figura 1: Caminos del nitrógeno en el agua subterránea.
La inmovilización es la asimilación de nitrógeno inorgánico por los microorganismos, pasando a formar parte de combinaciones orgánicas en las células. Como deja de estar por un tiempo disponible para los vegetales, se dice que ha sido inmovilizado. Este bloqueo del nitrógeno mineral es transitorio, ya que las moléculas orgánicas son liberadas al suelo, por procesos de excreción o la muerte celular, donde son rápidamente mineralizadas (Appelo, 2005).
El nitrógeno mineral disponible para los vegetales en un momento dado depende de la magnitud relativa de procesos simultáneos y opuestos de
Capítulo I
7 vegetales y microorganismos por el nitrógeno mineral es importante cuando estos disponen de abundante sustrato carbonado, como ocurre cuando se acumula hojarasca en el suelo. La mayor parte es entonces asimilada por los microorganismos del suelo, ya que estos son competidores más hábiles que las plantas. Esto podría tener grandes impactos en ecosistemas forestales ya que el nitrógeno es un componente fundamental para el funcionamiento de estos ecosistemas (Palma et al. 2000).
El movimiento de los nitratos en los suelos está influenciado por la cantidad de agua que se infiltra en suelo y por el contenido de humedad de este dependiendo ambos de la precipitación, porosidad y permeabilidad.
Durante los períodos lluviosos la percolación de nitratos se eleva debido al incremento de los niveles de humedad del suelo y a la reducción de la tasa de evapotranspiración.
Posteriormente, los nitratos pueden ser reducidos a nitrógeno gaseoso mediante el proceso llamado desnitrificación. La desnitrificación bacteriana consiste en la reducción bioquímica de los aniones de nitrógeno oxidados NO3- N y NO2-N. El grupo de bacterias facultativas más comunes que realizan la desnitrificación son Bacillus, Enterobacter, Micrococcus, Pseudomonas, y Spirillum. Esos géneros pueden conectar fácilmente el metabolismo anóxico al aeróbico, debido a la similitud bioquímica de esos procesos. Sin embargo, esos microorganismos no desnitrifican el nitrato en presencia del oxígeno libre (Metcalf y Eddy, 1991).
La introducción de mayor o menor cantidad de oxígeno en el agua de recarga, ocasionada por la circulación y el consumo de oxígeno debido la descomposición de materia orgánica, son factores preponderantes para determinar el nivel de reducción-oxidación de las especies de nitrógeno en el agua subterránea.
Por otra parte, el enriquecimiento del acuífero en nitratos puede indicar un desequilibrio en la relación entre la planta, el suelo y el agua, cuya causa
debe buscarse en el contexto del balance de nitrógeno asociado al sistema de cultivo en cuestión.
Desde el punto de vista hidráulico, hay que considerar que la época de recarga del acuífero y el correspondiente aumento del nivel piezométrico, puede provocar la mezcla del agua que existe en las zonas no saturada y saturada del suelo. La estratificación de los nitratos en la zona no saturada se desplaza en los ascensos piezométricos a la zona saturada, produciéndose una mezcla de niveles de distinta concentración, pudiendo aparecer incrementos de nitratos en algunos casos con posterioridad al periodo de recarga.
Cuando se produce un bombeo, el agua describe un movimiento vertical que arrastra los nitratos disueltos. En el caso de retorno de aguas de riego se provoca un incremento de la concentración por efecto de reciclado. Por su parte, los bombeos intensivos, debido a las depresiones piezométricas puntuales, pueden dar lugar a que el agua cargada de nitratos descienda a niveles más profundos.
Estos hechos pueden explicar la variabilidad de los valores obtenidos de nitratos, durante décadas, como se evalúa en epígrafes posteriores.
I. 2- Caracterización Isotópica del Nitrógeno
Los isótopos de un elemento contiene el mismo numero de protones pero diferente numero de neutrones. Los compuestos se transforman por reacciones físicas y pueden en su producto presentar un número de masa diferente. Debido a la diferente proporción de sus masas atómicas, los isótopos de un elemento participan en los procesos químicos, biológicos y físicos en
Capítulo I
9 Clark & Fritz, 1997). Actualmente, los isótopos ambientales son parte esencial de los estudios geoquímicos en proyectos del agua subterránea. Con las nuevas tecnologías analíticas hoy se pueden obtener un creciente número de isótopos para ser utilizados en los diversos tipos de muestras. Los Isótopos brindan informaciones que complementan datos geoquímicos de los estudios de evaluación de los recursos hídricos subterráneo y del origen de la contaminación del agua subterránea (PHI, 2002).
Las actividades antropogénicas (urbanas, industriales y agrícolas) han tenido como resultado la dispersión de contaminantes prácticamente en todos los medios, atmósfera, hidrosfera, pedosfera y biosfera. El análisis de la abundancia de los isótopos estables en los materiales naturales orgánicos e inorgánicos constituye una herramienta útil para la determinación del origen e historia de un material presente en un ambiente. Específicamente, se puede emplear en el estudio de la contaminación de nitrógeno por abonos, contaminación fecal de las aguas subterráneas, identificación de compuestos contaminantes de azufre y nitrógeno en la atmósfera, y su posterior precipitación en forma de lluvia a los ambientes acuáticos. La mayor parte del nitrógeno de la biosfera e hidrosfera proviene de la fijación del nitrógeno atmosférico por microorganismos, aunque en algunos lugares el nitrógeno es consecuencia de la deposición antropogénica (Clark y Fritz, 1997).
En general, los isótopos ofrecen una interpretación integrada y estadísticamente bien definida en aquellos casos en los que los estudios sobre la contaminación proporcionan una interpretación parcial y algunas veces incompleta del sistema. (PHI, 2002).
El elemento nitrógeno presenta 8 isótopos que varian de 12N hasta 19N, siendo el 14N y 15N las formas más estables. El 14N representa 99,33% del nitrógeno disponible en la atmósfera y el 15N, 0,37% (Clark y Fritz, 1997).
La relación isotópica del 15N/14N(δ15NNO3) viene siendo utilizada en los estudios hidrológicos para diversos fines incluyendo la identificación del nitrato y evaluación de su comportamiento hidrogeoquímico (Mariotti et al., 1988;
Aravena y Robertson, 1998; Böttcher et al., 1990; Aravena et al., 1993;
Wassenaar, 1995; Cey et al., 1999; Mengis et al., 1999).
La abundancia relativa de 15N (relación de 15N/14N) en los nitratos del agua subterránea puede ser usada para distinguir los nitratos originados de desechos de animales de aquellos originados por otras fuentes, pues las fuentes orgánicas quedan bien marcadas respecto a las fuentes inorgánicas (Hoefs, 2004). Según Kendall (1998), los isótopos ofrecen medidas directas para la identificación de fuentes de contaminación de nitrato, pues poseen firmas isotópicas distintas del nitrógeno y del oxigeno. En el ciclo del nitrógeno, se verifican cambios en las razones isotópicas en direcciones previsibles, que pueden ser reconstruidas a partir del uso de los isótopos.
Debido a la complejidad del ciclo biogeoquímico del nitrógeno, consecuencia de los procesos microbianos de nitrificación, desnitrificación, fijación biológica y mineralización del nitrógeno orgánico, no se puede realizar una interpretación cuantitativa de δ15N (NO3), δ18O (NO3) y δ15N (NH4). Resulta difícil relacionar la composición isotópica del nitrógeno atmosférico y agrícola sin considerar los procesos de nitrificación, desnitrificación, y la mezcla de nitrato y amonio del terreno y de origen atmosférico (Kellman, 2005).
Los valores de δ15NNO3 están basados en las diferentes composiciones isotópicas que caracterizan el nitrato por sus varios orígenes. Los valores de δ15NNO3 se encuentran entre -2‰a +4‰para fertilizantes comerciales, +3‰a +8‰ para suelos ricos en materia orgánica y +8,1‰ a +13,1‰ para los excrementos animales (Heaton, 1986; Aravena et al., 1993; Fukada et al., 2004). Estos excrementos, generalmente presentes como urea, son convertidos en nitrato a través de la nitrificación. Isotópicamente el NH3 es liberado a la atmosfera durante esto proceso, dejando el nitrógeno con un enriquecimiento en δ15NNO3. De la misma forma, parte del amonio aplicado a
Capítulo I
11 El fraccionamiento isotópico para diversos compuestos nitrogenados es la base para los estudios hidrogeológicos utilizando el 15N (Mariotti et al., 1988).
Los procesos que afectan la composición isotópica del nitrógeno en el nitrato en las aguas subterráneas incluyen, por ejemplo, volatilización, mineralización, desnitrificación y mezcla con las aguas subterráneas de otros orígenes (Mariotti et al. 1988; Kendall y Aravena, 2000). Según esos autores, estos procesos son habitualmente responsables del aumento de δ15NNO3 del substrato y de la disminución de estos contenidos en el producto. La Figura 2 muestra los rangos de los compuestos más comunes que contienen Nitrógeno.
Figura 2: Estudio de los valores δ15 de los compuestos que contienen nitrógeno en la naturaleza. Los valores δ15 se expresan respecto a la composición isotópica de N2 en el aire.
Considerando que la nitrificación sigue varias etapas (Norgánico→NH4+→NO2- →NO3-), y que cada una de ellas presenta un potencial para el fraccionamiento, estados determinados de enriquecimiento y/o empobrecimiento en 15N están en gran medida condicionados por el número de etapas intermedias, por las dimensiones del reservorio , por los distintos compuestos involucrados en las reacciones (por ejemplo: O2, NH4+, pH del suelo, tasa de volatilización) y por la actividad microbiológica entre otros (Kendall y Aravena, 2000).
Sin embargo la mineralización (o amonificación) seguida de la nitrificación son probablemente las principales causas del enriquecimiento isotópico del nitrógeno en el suelo. No obstante, otros procesos pueden producir aumento en los valores de δ15NNO3, como la desnitrificación (Mengis et al., 1999).
Recientemente, el contenido isotópico del oxígeno en nitrato (δ18ONO3) asociado al δ15NNO3 viene siendo utilizado, tanto en la identificación de las fuentes potenciales de nitrato como también en los procesos de desnitrificación (Aravena et al., 1993; Wassennaar, 1995; Aravena y Robetson, 1998; Kendall, 1998; Fukada et al., 2004). Así como sucede con el 15N, la desnitrificación causa un aumento de valores de δ18ONO3 del nitrato residual.
Estudios experimentales demostraron que en el nitrato formado a través de procesos biológicos, solamente un átomo de oxígeno procede del O2
atmosférico, y que los otros dos provienen del agua, más empobrecida en 18O (Hollocher, 1984). Estos valores contrastan con el nitrato originario de fertilizantes cuya fuente primaria de oxígeno es significativamente diferente.
Los nitratos de origen “natural” y “sintético” pueden contener diferentes composiciones isotópicas.
La interpretación de los resultados de los análisis isotópicos del 18ONO3, deben ser cautelosos (Böttcher et al.,1990); Aravena et al., 1993; Wassenaar, 1995). Esto se debe al hecho de que los resultados de δ18ONO3 obtenidos en estos trabajos no presentaron contraste suficiente para identificar las fuentes potenciales de contaminación del nitrato en las aguas subterráneas.
Las técnicas químicas-isotópicas utilizadas en acuífero del Campo de Montiel se comenzaron a utilizar en 1994, por el CENTRO DE ESTUDIOS DE TÉCNICAS APLICADAS que realizó un informe preliminar sobre un estudio
Capítulo I
13 en 1995 y uno complementario en 1997 en los que, mediante estudios isotópicos (tritio y oxígeno-18) y químicos, determinó el funcionamiento hidrogeológico de las lagunas de Ruidera. Aunque no se llegó a evaluar el origen de la contaminación del nitrato en la masa de agua subterránea del Campo de Montiel.
I.3- Efectos en la Salud
La consecuencia de la ingestión de la agua de consumo con elevadas concentraciones de nitratos es que ocasiona en niños una enfermedad conocida como Metahemoglobinemia (WHO, 1993). Los niños tienen una insuficiencia de acidez en su jugo gástrico, y esto favorece la proliferación de bacterias que reducen el nitrato a nitrito, la reacción del nitrito con la hemoglobina de la sangre, con formación de hierro ferroso, imposibilita el transporte de oxígeno, pudiendo tener consecuencias fatales (Uma, 1993).
Se ha observado, en California, USA, defectos en el tubo neural en bebes (anancefalia), cuyas madres consumieron agua con niveles mayores a 10 mg L-1 de nitrato en el periodo de embarazo (Croen et al., 2001). Según Mirvish (1991) la sangre de personas adultas posee aproximadamente 1% de hemoglobina estando en forma de metahemoglobina, mientras que en los niños este valor alcanza el 2%. La intoxicación surge cuando se alcanza el 10% de metahemoglobina en sangre, llegándose a la anoxia cerebral cuando el valor supera 20%.
Gulis et al., (2002) encontraron una asociación positiva entre nivel de nitrato en agua y Linfoma No-Hodgkin`s (NHL), cáncer colorrectal y de estómago. Estos autores hallaron, además, evidencia de comportamientos diferenciales entre edades y sexo de las personas. Otras investigaciones hacen referencia a cáncer de vejiga y ovario (Weyer et al., 2001) debido a que la reacción de nitrosacción puede ocurrir en la vejiga.
El consumo de agua no es la única fuente de nitrato en la dieta humana, el nitrato también está presente en los alimentos, principalmente en las hortalizas, pero las concentraciones en las que se presenta son muy bajas. Aún hoy día, nitratos y nitritos son usados en proceso de cura de carnes y pescados por poseer acción antimicrobiana y conservante. El nitrito es adicionado en conservas y salchichas, no solamente para la conservación, sino también para dar una apariencia más atractiva a estos alimentos (a las carnes se les intensifica el color, lo que les da una apariencia más saludable). El nitrito evita la multiplicación de bacterias Clostridium Butolinum, causante del botulismo, además de que previene el crecimiento tardío que ocurre cuándo los quesos se encuentran en la cámara de saturación, crecimiento causado por las bacterias del género Clostridium (Emsley, 1994 y Silveira et al., 1991). Otros alimentos que son conservados con nitratos y nitritos son la leche, leche en polvo, zumo de naranja industrializados, refrescos, bacon y cerveza (Emsley, 1994). Los usos de estos conservantes están regulados por Ley, el Código Alimentario Español y las Reglamentaciones Técnico Sanitarias que lo desarrollan y fijan las condiciones generales para su autorización.
No hay un acuerdo unánime sobre la proporción que representa en la ingestión total de nitrato. Sin embargo, la organización Mundial de Salud considera que el agua potable suele ser la principal fuente de nitrato en la dieta de lactantes (Mompo y Armentia, 1993).
Aunque hasta el momento no hay conclusiones definitivas sobre los estudios realizados relacionados con los efectos reales en adultos, la National Cancer Institute (1996) realizó estudios bioquímicos en humanos que demostraron que el NO3- en agua, en combinación con aminoácidos de la dieta, es capaz de formar compuestos nitrosos (nitrosaminas y nitrosamidas).
Ni en España ni en la zona del Campo de Montiel, objeto de nuestro
Capítulo I
15 I.4- Acciones Institucionales (Programa de Actuación)
Las acciones institucionales sobre la protección de las aguas contra la contaminación producida por nitratos procedentes de fuentes agrarias, se iniciaron a partir de la Directiva 91/676/CEE, de 12 de septiembre de 1991, que incluye dos objetivos fundamentales: reducir la contaminación causada por nitratos de origen agrario y actuar preventivamente contra nuevas contaminaciones de dicha clase.
La Directiva 91/676/CEE fue incorporada a la normativa española a través del Real Decreto 261/1996, de 16 de febrero (BOE 11/03/96), que mantiene el contenido de la Directiva anterior, aportando la distribución de tareas derivadas de las obligaciones impuestas por la Directiva entre diferentes organismos administrativos.
El Ministerio de Medio Ambiente en cumplimiento del artículo 3 del Real Decreto 261/1996, remitió a la Junta de Comunidades de Castilla-La Mancha la determinación de las masas de agua afectadas por la contaminación por aportes de origen agrario y las que tenían el riesgo de estarlo. Siendo declaradas posteriormente por esa misma Junta las zonas de Mancha Occidental y Campo de Montiel a través da resolución de 07/08/1998, como zonas vulnerables a contaminación de aguas procedentes de fuentes agrarias.
La Junta de Comunidades de Castilla-La Mancha sensible a esta problemática desarrolló un programa de actuación aplicable a las zonas vulnerables a la contaminación por nitratos de origen agrario, a fin de racionalizar el uso de los fertilizantes con compuestos nitrogenados.
Actualmente, la Orden de 10/01/2007 de la Consejería de Medio Ambiente y Desarrollo Rural fijó normas y procedimientos para la determinación de las dosis máximas de fertilizantes nitrogenados a aplicar sobre los cultivos de la región del Campo de Montiel.
Según el Programa de Actuación para una efectiva gestión de la fertilización, sería necesaria la realización de análisis de fertilidad del suelo
previo a la planificación, incluyendo en algunos casos el análisis del material vegetal del cultivo para verificar la nutrición vegetal en función del ritmo de absorción de los cultivos. El Programa recomienda dosis máximas de fertilización nitrogenada, teniendo en cuenta, entre otros parámetros, los rendimentos esperados y los requerimientos de los cultivos principales de zona.
En la Tabla 1 se muestran los principales cultivos afectados y las cantidades máximas recomendadas de fertilizantes nitrogenados (kg.ha-1.año-1).
Tabla 1: Cantidades máximas a emplear de fertilizantes nitrogenados según Cultivos.
Cultivo
Kg.ha-1.año-1 Kg.ha-1.año-1 Secano
Tipo 1 Tipo 2 Regadío
Tipo 1 Tipo 2
Zona Vulnerable 04.06 Campo de Montiel
Trigo Cebada Girasol Colza Leguminosas Lino
Viñedo Olivo Almendro
60 50 50 60 0 50 50 50 45
70 60 60 65 20 55 60 60 50
Trigo Cebada Maíz grano Girasol Colza
Leguminosas Lino
Remolacha Alfalfa
Maíz forrajero Melón
Ajo Cebolla Patata
Otras hortalizas Viñedo
Olivo Almendro Otros frutales
95 90 200
80 100
20 50 180
30 180 100 100 150 100 120 70 70 60 90
110 110 210 100 120 30 60 200
35 190 120 125 160 120 160 90 100
90 100
NOTA: El tipo de cantidad máxima que debe respetarse, dependerá del tipo del cultivo procedente (A) y del tipo de suelo (B):
(A) En cuanto al cultivo precedente. No deberá superarse la cantidad máxima Tipo 1 en los casos siguientes:
- Secano: Cuando el cultivo precedente sea una leguminosa (grano o forraje)
- Regadío: Cuando el cultivo procedente sea: a) Una leguminosa (guisante, leguminosa grano alfalfa),
b) Un cultivo intensivo de verano (maíz, remolacha, cebolla, patata, tomate).
Para otro cualquier no deberá superarse la cantidad máxima Tipo 2.
(B) En cuanto al tipo de suelo. No deberá superarse la cantidad máxima Tipo 1 en suelos ligeros con textura arenosa, franco-arenosa o franca.
No deberá superarse la cantidad máxima tipo 2 en suelos pesados con textura arcillosa, franco-arcillosa o limo- arcillosa.
Fuente: Programa de Actuación de la Junta de Comunidades de Castilla-La Mancha, Orden de 10/01/2007, de la Consejería de Medio Ambiente y Desarrollo Rural
Para las actividades ganaderas, el Programa de Actuación recomienda controlar los aportes nitrogenados (deyecciones líquidas y sólidas), a fin de no sobrepasar el límite de 170 kgN/ha año, respetar la normativa comunitaria,
Capítulo I
17 aplicación de las técnicas de riego a fin de evitar la contaminación por lavado de nitratos.
La Consejería de Agricultura y Medio ambiente de la Junta de Comunidades de Castilla-La Mancha, junto con la Confederación Hidrográfica del Guadiana, a través de las medidas de seguimiento y control del programa de Actuación pondrán en marcha las medidas previstas en artículo 8 del Real Decreto 261/1996, de 16 de febrero, que incluyo a continuación:
“Artículo 8. Programas de muestreo y seguimiento de la calidad de las aguas.
1. A fin de modificar, en su caso, la relación de zonas vulnerables designadas, así como para comprobar la eficacia de los programas de actuación elaborados, los organismos de cuenca y los órganos competentes de las Comunidades Autónomas, en el ámbito de sus respectivas competencias, realizarán programas de muestreo y seguimiento de la calidad de las aguas, con las siguientes especificaciones:
a. En el plazo de dos años a partir de la entrada en vigor de este Real Decreto se controlará la concentración de nitratos en las aguas continentales durante un año:
1. En las estaciones de muestreo de las redes de vigilancia de los organismos de cuenca o de los órganos competentes de las Comunidades Autónomas, según los casos, al menos, una vez al mes, y con mayor frecuencia durante los meses de crecida.
2. En las estaciones de muestreo que sean representativas de los acuíferos subterráneos, a intervalos regulares y teniendo en cuenta lo establecido en el Real Decreto 1138/1990, de 14 de septiembre, por el que se aprueba la Reglamentación técnico-sanitaria para el abastecimiento y control de calidad de las aguas potables de consumo público.
b. Los controles establecidos en el apartado anterior se repetirán cada cuatro años. No obstante, se suprimirán los controles en las estaciones de muestreo en las que la concentración de nitratos de todas las muestras anteriores hubiere sido inferior a 25 mg/l. y cuando no hubieren aparecido nuevos factores que pudiesen propiciar un aumento del contenido de nitratos. En tal caso, bastará con repetir el programa de seguimiento cada ocho años.
c. Cada cuatro años se revisará el estado de eutrofia de los embalses, lagos naturales, charcas, estuarios y aguas litorales.
2. La medición de los nitratos se hará según los métodos de referencia fijados en el anejo 4.
3. La Administración General del Estado y los órganos competentes de las Comunidades Autónomas se intercambiarán los datos obtenidos como consecuencia del resultado de los programas de muestreo y seguimiento de la calidad de las aguas que hayan realizado, como método de colaboración en el ejercicio de las competencias que corresponden a cada una de ellas, de acuerdo con lo establecido en este Real Decreto.”
La Directiva Marco del Agua (2000/60/CE) contempla de una manera integral todos los aspectos relacionados con la gestión de las aguas con el objetivo de lograr un uso sostenible y establece la obligación, con algunas salvedades, de que todas las masas de agua alcancen el buen estado (químico y ecológico para aguas superficiales y químico y cuantitativo en el caso de las subterráneas) en el horizonte temporal del año 2015 (Cordorniu, 2006).
En línea con lo establecido en el artículo V de la Directiva Marco del Agua, la Dirección General del Agua en coordinación con cada una de las Confederaciones Hidrográficas, ha llevado a cabo el primer Análisis de
Presiones e Impactos en las masas de agua españolas de cada Demarcación Hidrográfica. Los resultados obtenidos hasta ahora son provisionales debido a la necesidad de llevar a cabo una integración homogénea entre los informes elaborados por cada una de las administraciones hidráulicas involucradas, pero permiten tener una visión aproximada del riesgo que representa para las masas de agua no alcanzar un buen estado.
En términos generales el 32% de las masas de agua subterráneas en España presentan riesgo seguro (existe certeza de que se incumplirán los objetivos medioambientales), el 40% están en riesgo en estudio (no es posible caracterizar por completo el riesgo por falta de datos) y un 28% de las masas de agua presenta un riesgo nulo (existe certeza de que se cumplirán objetivos medioambientales). Con relación al acuífero del Campo de Montiel, a partir del mapa general de riesgo en las masas de agua subterráneas españolas, se encuentra localizado en la zona de riesgo seguro (Cordorniu, 2006).
I.5- Área de Estudio
El Campo de Montiel está situado en la cuenca de rió Guadiana, constituye la unidad hidrogeológica 04-06 de las definidas por el Servicio Geológico y el Instituto Tecnológico Geominero de España en 1990, siendo también denominado acuífero 24 según la terminología usada en el mapa hidrogeológico de España editado por el IGME, en 1971. A partir de la aplicación de la Directiva Marco del Agua 2000/60/CE, se clasifica como masa de agua subterránea (MAS), con superficie de 222.758,8 ha, se localiza al Sur de La Mancha Occidental, en el límite entre las provincias, de Ciudad Real y Albacete. El límite septentrional se traza con una dirección Este-Oeste, entre las poblaciones de Munera, en Albacete y Membrilla, en Ciudad Real. Al Oeste limita con las localidades de La Solana y Villahermosa, y al Sur con Albadejo y
Capítulo I
19 visualiza la definición de los límites de la masa de agua subterránea del Campo de Montiel.
La región del Campo de Montiel tiene 720 m de altitud en su borde occidental y se va elevando hacia el este alcanzado en su borde oriental los 1.000 m. de altitud; haciendo así de división de cuencas fluviales a los ríos Júcar, Guadiana y Guadalquivir. Esta mesa tabular está ligeramente basculada hacia el oeste, lo que hace que la mayor parte de su superficie sea vertiente a occidente.
Figura 3: Límites de la masa de agua subterránea del Campo de Montiel.
La importancia de la masa de agua subterránea de Campo de Montiel radica en que, la gran mayoría de los pueblos ubicados en esta área se
abastecen con agua subterránea, y en que uno de los más importantes de los ríos de España, el Alto Guadiana recorre el Campo de Montiel. Nace en el manantial de Pinilla, a 980 metros, uno de los puntos más altos de la altiplanicie, formando un pequeño arroyo. El río Pinilla desaparece por infiltración en algunos puntos de su recorrido. Varios kilómetros aguas abajo aumenta repentinamente su caudal originando la peculiar zona húmeda llamada las Lagunas de Ruidera.
El aspecto funcional de los humedales se basa fundamentalmente en el agua, por lo que cualquier cambio en el nivel freático o en el balance hídrico (una sequía estacional prolongada, la extracción incontrolada de agua subterránea o de la derivación de las aguas superficiales para otros usos) puede poner en peligro el equilibrio de un humedal.
Las Lagunas del Ruidera se ubican en el valle alto del río Guadiana, encajadas en el Campo de Montiel. Se disponen una tras otra sobre un lecho impermeable de arcillas del Triásico y están separadas por barreras travertínicas dando lugar a espectaculares cascadas. El agua discurre lentamente serpenteando en un angosto valle, y se remansa numerosas veces a lo largo de su recorrido formando un excepcional rosario de quince lagunas con nombre propio, que se prolonga a lo largo de unos 25 kilómetros, con un desnivel de 120 metros de la primera laguna hasta la última. Se denominan:
Blanca, Concejo, Tomilla, Tinaja, San Pedro, Redondilla, Lengua, Salvadora, Morcilla o Sto. Amorcillo, La Batana, La Colgada, Del Rey, Cueva Morenilla, Coladilla y Cenagal o Cenagosa (Gómez et al, 2002).
Estas lagunas están comunicadas entre si, y tanto superficial como subterráneamente, con las aguas del acuífero del “Campo de Montiel”, siendo el afloramiento de esos caudales el que alimenta las lagunas. El sistema de transvase superficial entre las lagunas sólo funciona en épocas con niveles freáticos muy altos.
Capítulo I
21 naturaleza caliza (carbonato cálcico), formadas por la deposición de gran cantidad de esta sustancia que los manantiales y el propio el río transportaba disuelta en sus aguas.
Geológicamente, el Campo de Montiel es un altiplano formado por relieves de mesas producidos por una superficie de erosión, sobre terrenos del Mesozoico, Jurásico y Triásico (Figura 4). El acuífero está caracterizado por una serie de elementos estructurales que poseen una cierta organización estratigráfica.
Figura 4: Mapa geológico del Campo de Montiel y limite del acuífero (ITGE; 1990)
La formación es un conjunto de calizas y dolomías Jurásicas, dispuestas subhorizontalmente, sobre una base impermeable predominantemente arcillosa de materiales Triásicos. El comportamiento mecánico de estos materiales arcillosos del substrato sobre los que asienta el conjunto carbonatado, impone características estructurales que condicionan el funcionamiento hidrogeológico.
La recarga dependen exclusivamente del agua de lluvia, favorecida por la permeabilidad de las superficies calcáreas. El agua se infiltra diminuyendo la
posibilidad de evaporación. Otra parte es aportada por escorrentía superficial y se incorpora a cauces y lagunas. El agua infiltrada discurre por fisuras, grietas y cavidades llenando el depósito que constituye el acuífero, cuyo rebosadero natural es hacia las surgencias y lagunas.
La región tiene una temperatura media anual de 14ºC siendo las temperaturas extremas de 42ºC (máxima) y -17ºC (mínima). Presenta veranos largos y extremadamente calurosos durante el día y diferencias termométricas de hasta 20º por la noche, con inviernos crudos e igualmente largos, por lo que apenas hay primavera ni otoño, esto le da un nivel de aridez muy elevado que nos permite considerarlo de clima mediterráneo árido.
La pluviometría media anual es 526 mm, presentando irregularidades estacionales. Las precipitaciones más frecuentes tienen lugar en otoño y primavera y los estiajes son muy acusados.
La principal fuente de recarga del acuífero son las lluvias. El acuífero responde con oscilaciones de los niveles freáticos al régimen de precipitaciones, debido al parecer a la elevada capacidad de infiltración de los materiales que afloran en superficie.
La descarga se produce a través de manantiales que surgen bien en el contacto entre los materiales permeables del jurásico y los impermeables del Triásico, bien en zonas donde existe un contraste de permeabilidades dentro de la serie jurásica o bien cuando la topografía corta al nivel freático. Los manantiales se sitúan fundamentalmente en los bordes oeste y sur del acuífero o se hallan inmersos dentro del mismo. En todos los casos dan lugar a ríos que vierten hacia tres cuencas hidrográficas distintas: Guadiana, Guadalquivir (ríos vertientes hacia el sur) y Júcar (ríos vertientes hacia el este). Las salidas principales del acuífero son el río Pinilla con las Lagunas de Ruidera hacia el
Capítulo I
23 Según Montero González (2000) la estructura del acuífero y su capacidad de almacenamiento por debajo del nivel de drenaje permiten pensar que el tiempo de renovación del agua puede ser elevado, siendo posible admitir igualmente que el tiempo transcurrido para la recarga varíe entre varios meses y dos o tres años, dado que se trata de un acuífero libre que acusa rápidamente la pluviometría, tanto en el aumento del nivel del agua como en el incremento de la escorrentía. Esto ha podido comprobarse tras el período de lluvias intensas que empezó en noviembre de 1995 y que rellenó el acuífero hasta los puntos de drenaje, permitiendo a las lagunas alcanzar su nivel de vertido en julio de 1996. En la Figura 5 se observa la evolución piezométrica de la masa de agua subterránea de Campo de Montiel (Dirección General del Agua, 2006)
Figura 5: Evolución piezométrica de la masa de agua subterránea de Campo de Montiel (Fuente:DGA, 2006).
El balance Hídrico en hm3 del Acuífero del Campo de Montiel (Dirección General del Agua, 2006) indica que, en régimen natural, la recarga media anual del acuífero se estima en unos 135 hm3/año, produciéndose la descarga a los cauces superficiales dónde se estima que 76 hm3 corresponde a la cuenca del Guadiana (descarga media a Peñarroya se estima en 47 hm3/año y el resto a los ríos Azuer y Córcoles ) y 9 hm3/año a la cuenca del Guadalquivir (Manantial de Villanueva de la Fuente). Esta clara la escasa importancia que las
extracciones suponen sobre la dinámica natural del acuífero (10% de la recarga). Sin embargo, el aumento de regadíos con aguas subterráneas ha supuesto importantes desequilibrios, pues aunque globalmente la recarga pueda ser mayor que las extracciones, esto no quiere decir que no existan problemas locales de sobreexplotación o afección en algunos sectores del acuífero.
Montero González (2000) que ha elaborado la evolución piezométrica del Campo de Montiel, a partir de datos del IGME y de la Comisaría de Aguas del Guadiana, describe que existen fuertes oscilaciones estacionales; así entre enero de 1978 y el otoño de 1982 se observa un descenso piezométrico generalizado de 4 m/año que tiende a estabilizarse hacia el otoño de 1985; en la primavera de 1986 asciende bruscamente para después descender entre 1986 y 1987; de 1987 hasta octubre de 1995 las variaciones piezométricas se suavizan, aunque se observa un discreto descenso. En los años de 1996 y 1997 ya se ha recuperado todo el descenso que se había producido durante la década de los años setenta y principios ochenta. Este comportamiento es típico de acuíferos kársticos.
En abril de 1988, el acuífero de Campo de Montiel fue declarado por Real Decreto, como provisionalmente sobreexplotado, y en el año 2000, se declaró definitivamente sobreexplotado de acuerdo con la ley de aguas de 1985. La justificación principal fue la afección a las Lagunas de Ruidera debido al uso de sus aguas para regadío y abastecimiento. A partir de aquí los planes de extracción se han hecho poniendo límites a los riegos con agua procedente del acuífero. Esos Planes de extracción implicarían unas medidas como: La prohibición de construir nuevos pozos y sondeos y de profundizar los existentes; la ordenación de la extracción de agua por la Confederación a través de un régimen de explotación del acuífero, y la obligación por parte de los usuarios regantes o no regantes en la Gestión y Control del régimen
Capítulo I
25 Figura 6: Límites del acuífero sobreexplotado y afloramientos geológicos del Campo
de Montiel (Fuente: IGME, 1985).
I.6- Antecedentes del Problema de Contaminación de Nitrato
Las incidencias de altos valores de nitrato en el agua subterránea son conocidas a través de Niñerola y Torrens (1979), que describen las características químicas de las aguas subterráneas en el Campo de Montiel, y destacan el alto contenido en nitratos de muchas de las muestras. En esta época comienza a despertar en la Comunidad Internacional una preocupación por el problema ambiental, puesto de manifiesto en 1982 en el Simposio sobre el “Impacto de la actividad agrícola en las aguas subterráneas”, organizado por la Asociación Internacional de Hidrogeólogos.
Talens y Celaá (1983) realizaron a lo largo del período 1977-1982, la evaluación de varios parámetros químicos en la Cuenca Alta del Guadiana.
Con relación al Campo de Montiel verificaron que había una tendencia a incrementarse la concentración de nitratos, siendo 1982 el año con los valores más altos y presentando este acuífero los máximos de concentración de
nitratos de toda Cuenca del Guadiana, con valores entre 70 y 120 mg/l. A partir del año 1979 se produce un acusado descenso de los niveles piezométricos, aduciendo los autores una relación entre este descenso y el aumento de nitratos.
Este incremento de las concentraciones de nitrato lo atribuyen a la lixiviación de suelos agrícolas, a una mayor concentración del ganado en pequeñas superficies de terreno y a la eliminación o aplicación de los residuos ganaderos. Al parecer existe un gran desarrollo agrícola apoyado en la disponibilidad de fertilizantes sintéticos de alto rendimiento y al cultivo de especies vegetales de rápido crecimiento lo que supone una gran rentabilidad para el agricultor.
El empleo de fertilizantes nitrogenados en Europa muestra una evolución al alza después de la Segunda Guerra Mundial (1945). En España, en 1960 la producción de fertilizantes nitrogenados era de 242 toneladas, pasando en 1987 a 942 toneladas, lo que supuso un aumento en 27 años de casi 400% en el consumo, sin incluir los fertilizantes importados (Sánchez, 1988).
Con carácter general el Instituto Geológico y Minero de España (IGME) realizó en 1988 un levantamiento en todo Territorio Español sobre las áreas de riesgo de contaminación de las aguas subterráneas por vertidos sobre el terreno, resultando unos mapas en los que se señalaba que un 28% del área total presentaba riesgo alto, 34% riesgo medio y 38% riesgo bajo (Llamas et al, 2001).
La Comisión Europea (2000) realizó una evaluación estimada a partir de una revisión de las informaciones disponibles y constató que la superficie de zonas vulnerables a los nitratos cubre en 14% de la superficie total de España.
Según la calificación establecida en el Directiva de (U.E.) las zonas vulnerables son aquellas áreas de alto riesgo o de riesgo variable a la contaminación,
Capítulo I
27 Según el Libro Blanco del Agua (2000), en España, de toda la carga orgánica generada por la ganadería en todo territorio nacional, un 20% de los residuos se utilizan como abono, otro 20% queda en suelo durante el pastoreo y entre el 10% y 15% se somete a algún tipo de tratamiento. El restante del orden de un 45% se vierte directamente al terreno o a lo cauces.
Las principales causas de la contaminación de su acuífero del acuífero de Campo de Montiel se atribuyen al uso inadecuado del suelo, principalmente a las dosis de fertilizantes superiores a las necesidades de los cultivos y a las técnicas de aplicación, originando pérdidas de agua por drenaje; así como a la escorrentía y a la filtración de líquidos procedentes de la actividad ganadera.
No deben ser desechadas tampoco otras fuentes de contaminación como son actividades industriales puntuales de trasformación agraria (almazaras, alcoholeras etc.) (Programa de Actuación, Castilla – La Mancha)
En la región del Campo de Montiel están presentes además la industria agroalimentaria, en particular la industria del aceite, que entra también como un importante foco de emisores de contaminación de acuífero, debiendo ser tratada como una contaminación puntual. Los procesos de molturación de la aceituna en las almazaras, tienen como producto el aceite y un residuo líquido muy contaminante denominado alpechín, este contaminante puede llegar al medio cuando esas industrias carecen de sistema de tratamiento de efluente compatible con la norma vigente (Benito et al, 2004).
Según el estudio “Caracterización de las fuentes agrarias de contaminación de las aguas por nitrato” del Ministerio de Medio Ambiente (2001), se ha verificado a partir de los datos obtenidos en el balance del nitrógeno por término municipal para el año 1996, que un 52% de los aportes de nitrógeno totales corresponden a la fertilización mineral y un 16% a los excrementos producidos por el ganado en pastoreo. La superficie en regadío de la zona supone solamente 14.000 ha sobre las casi 248.000 ha de superficie agraria útil.
Capítulo II. OBJETIVOS
Capítulo II
29 II OBJETIVOS
El origen de la contaminación del agua subterránea por nitrato puede atribuirse tanto a fuentes puntuales como a difusas. Sin embargo, en grandes extensiones de cultivo e importantes zonas de regadío es relativamente sencillo correlacionar elevados contenidos de nitratos con estas actividades, pero en las áreas donde coinciden las actividades agrarias con las urbanas o industriales, es muy difícil afirmar con seguridad el origen real de este compuesto. En nuestro caso las hipótesis del origen de la contaminación que planteamos son:
• debido a los efectos de la explotación de las aguas subterráneas, concentrándose los nitratos en las zonas de niveles piezométricos deprimidos;
• forma natural procedente del suelo por fijación atmosférica en medio alcalino y por plantas nitrificantes;
• otras fuentes de contaminación, agropecuarias, urbanas, etc.
Este trabajo de investigación tiene como objetivo principal la verificación de cual o cuales de estas hipótesis se corresponden con el verdadero origen de la contaminación por nitrato en el acuífero del Campo de Montiel.
En la actualidad la alta concentración en nitratos en la masa de agua subterránea se ha atribuido a la contaminación por fertilizantes agrícolas no habiéndose estudiado otras posibles causas.
