Data and Sample

El nuevo marco normativo de la Unión Europea ha impulsado el desarrollo de un gran número de estudios para determinar el nivel de contaminación de los recursos hídricos subterráneos, así como una serie de estrategias para la identificación y designación de las Zonas Vulnerables a la contaminación por nitrato de origen agrícola. Las metodologías empleadas para este fin difieren de unos países a otros, ya que no existen especificaciones al respecto en las regulaciones normativas(Laegreid et al. 1999). Hasta la fecha no se han establecido criterios y procedimientos comunes, ni se han propuesto metodologías estandarizadas para la identificación y designación de Zonas Vulnerables. Algunos países han optado por declarar todo su territorio como vulnerable. Otros, han establecido delimitaciones discretas en zonas específicas de su territorio, basándose en el grado de contaminación existente. En estos casos se requieren de muestreos exhaustivos de las masas de agua y abundante experimentación de campo (elaboración de balances de nitrógeno a nivel de cuenca, identificación de fuentes de contaminación difusa y diseño de las estrategias de manejo, etc.). Estos procedimientos resultan generalmente caros y complejos, por lo que se han desarrollado otras herramientas que permiten predecir las pérdidas de nitrato a partir de la combinación de la información sobre el sustrato, los usos del suelo y el clima (Lilly et al. 2001). En general, se distinguen tres tipos principales de métodos para abordar el estudio de las áreas

contaminadas por nitrato: los índices de vulnerabilidad, los métodos estadísticos y los modelos cuantitativos. Todos ellos son complementarios entre sí.

• Los índices de vulnerabilidad son métodos de tipo cualitativo, que se basan en la

superposición de capas temáticas mediante un algoritmo matemático en el que se combinan los efectos de una serie de parámetros ambientales, físicos e hidrogeológicos que se consideran esenciales en la dinámica de los contaminantes en el suelo y en el subsuelo. Los parámetros son valorados cualitativamente. Los más empleados, son los que hacen referencia a las condiciones climáticas (que determinan las entradas de agua al sistema), las propiedades del suelo y de la zona no saturada (que determinan la capacidad de amortiguación del sistema) y las características del acuífero (que condicionan la tasa de renovación del agua subterránea en el sistema).

Los índices de vulnerabilidad de mayor uso son los índices de vulnerabilidad intrínseca DRASTIC (Aller et al. 1987), GOD (Foster 1987) y SINTACS (adaptación del DRASTIC para su aplicación en ambientes mediterráneos; Civita 1994). Existen otros índices desarrollados para zonas karstificadas, como el AVI (Van Stempvoort et al. 1992), EPIK (Doerflinger et al. 1999), REKS (Malik & Svasta 1999) y COP (Vias et al. 2006). Goldscheider et al. (2000), ante la necesidad de desarrollar un método para cartografiar la vulnerabilidad a escala de cuenca que fuera aplicable para distintos tipos de acuífero, considerando los rasgos especiales que caracterizan a los acuíferos kársticas, desarrolló el método PI. Por otra parte, los índices de vulnerabilidad específica incorporan la variable “uso del suelo” para mejorar la capacidad predictiva respecto a un determinado contaminante (Engel et al. 1996; Nolan et al. 1997). Entre ellos destacan los índices CD (Secunda et al. 1998) y SI (Ribeiro et al. 2000).

Algunas autores han señalado la existencia de ciertas limitaciones en el uso de los índices de vulnerabilidad, tales como: la subjetividad en la asignación de pesos relativos y rangos en las distintas variables paramétricas y en la interpretación de los rangos de vulnerabilidad resultantes (Al-Adamat et al. 2003); la dificultad para considerar procesos importantes como la dilución, desnitrificación, migración horizontal asociada al flujo subterráneo y a la escorrentía superficial y la interacción río-acuífero (Gogu et al. 2003; Stigter et al. 2006; Debernardi et al. 2008); y la dificultad para reflejar adecuadamente variaciones temporales y estacionales asociadas al clima y a los aportes de los usos del suelo.

De los tres métodos empleados habitualmente para abordar el estudio de las áreas contaminadas por nitrato, los índices de vulnerabilidad pueden considerarse los más sencillos (Lilly et al. 2001) y han adquirido una cierta relevancia en las planificaciones a escala regional y en la ordenación de los usos del suelo durante las últimas décadas (Cendrero et al. 1990; De Mulder & Hillen 1990; Wolden & Erichsen 1990; Dai et al. 2001; Lamelas et al. 2007; Lerch & Hoppe 2007). De hecho, la Comisión Europea estableció el

proyecto “COST Action 620” (Zwahlen 2003) para la cartografía de la vulnerabilidad y el riesgo de contaminación de acuíferos carbonatados” en el marco del desarrollo de políticas y estrategias en la gestión de los recursos hídricos de la DMA (Andreo et al. 2006). En Italia, país en cuyas regulaciones normativas aparece recogida la conveniencia de aplicar estos sistemas paramétricos, se realizó el inventario de Zonas Vulnerables a la contaminación por nitrato de origen agrícola mediante la aplicación combinada de los índices SINTACTS (Civita 1994) y el índice IPNOA (Padovani et al. 2000; Padovani & Trevisan 2002). Otro ejemplo de aplicación de las índices de vulnerabilidad se da en Portugal, que fue el primer estado de la Unión Europea en tener su territorio mapeado usando el índice DRASTIC (Aller et al. 1987). Desde entonces, el índice DRASTIC se ha aplicado a diferentes escalas, utilizando diversas fuentes de información de base (Lobo- Ferreira & Oliveira 2004).

• Los métodos estadísticos varían desde sencillas operaciones, basadas en una

descripción estadística de los datos de calidad hidroquímica obtenidos a partir de una red de muestreo, a sistemas más complejos basados en el análisis multivariante (Levallois et al. 1998; Helena et al. 2000; Intrigliolo et al. 2000; Vidal et al. 2000; de Paz & Ramos 2001; Bardossy et al. 2003; Wayland et al. 2003; Gonzalez-Vazquez et al. 2005; Jordan & Smith 2005). En este último tipo de procedimientos se analiza la relación entre los niveles de nitrato observados en las estaciones de la red de muestreo y una serie de variables ambientales, y se determina cuáles de éstas pueden emplearse como variables predictivas en las que apoyarse para realizar la clasificación de las áreas críticas. Para ello, se considera el área de captación de las zonas del acuífero contaminadas por nitrato y se emplean Sistemas de Información Geográfica (SIG) para delimitar unidades homogéneas en el resto del territorio conforme a los factores ambientales y físicos de mayor influencia en los procesos de contaminación. A diferencia de los índices de vulnerabilidad, en esta técnica se parte de información real sobre las concentraciones de nitrato, y a partir de la misma se definen los parámetros que determinarán el riesgo de contaminación. Los índices de vulnerabilidad, sin embargo, emplean los parámetros ambientales previamente establecidos para la determinación del riesgo de contaminación y, posteriormente, se utiliza la información sobre las concentraciones de nitrato para validar la técnica.

Los métodos estadísticos permiten considerar la variabilidad temporal de los niveles de nitrato mediante la aplicación de series temporales, lo cual permite estimar el tiempo de respuesta de las cuencas y predecir los retardos temporales en la calidad del agua ante cambios de manejo en las prácticas agrícolas (Wayland et al. 2003; Martín et al. 2004; Joo

et al. 2007).

La principal limitación de los métodos estadísticos es la necesidad de contar con una red de muestreo de gran densidad y consistencia, que muchas veces no está disponible, así

como de disponer de información sobre un gran número de variables ambientales, para poder realizar asignaciones y establecer relaciones de causalidad sin sesgos.Algunos de los países donde se han aplicado métodos estadísticos son Irlanda del Norte, Inglaterra y Gales (Lake et al. 2003).

• Los modelos cuantitativos son métodos que simulan el transporte de contaminantes en

superficie, en la zona no saturada y en el acuífero, que permiten cuantificar la cantidad de nitrógeno lixiviado y arrastrado por escorrentía. Se aplican principalmente en cuencas agrícolas y se suelen combinar con un SIG para organizar los datos de entrada y establecer unidades biofísicas homogéneas (Tiktak et al. 1996; Zhang et al. 1996; Hoffman & Johnsson 1999; Lasserre et al. 1999; Lilburne & Web 2002). Son adecuados, principalmente, para estudios a grandes escalas (Antonakos & Lambrakis 2006). Estos modelos parten de información precisa sobre los aportes de agua y nitrógeno ligados a las prácticas de manejo agrícolas, y los aportes realizados por procesos naturales como la fijación, la deposición y las precipitaciones. Tienen la ventaja de que se pueden aplicar a nivel de cuenca (Jones & Heathwaite 2007), permiten realizar predicciones y evaluar la efectividad de futuras medidas de gestión. Asimismo, ayudan a resolver situaciones de carencia de datos de campo relativos a la calidad de los recursos hídricos (no los referentes a la caracterización física del medio). Sin embargo, los modelos cuantitativos precisan de una gran robustez de datos biofísicos para poder hacer simulaciones con garantías (Laegreid et al. 1999; Lilly et al. 2001) y de datos locales, no siempre disponibles, para realizar calibraciones (Uhte 1995). A ello hay que añadir la dificultad de considerar la variación temporal en las funciones de degradación y transporte de los contaminantes. Algunos Estados Miembros están desarrollando aproximaciones de este tipo para diferentes cultivos (Bechini et al. 2003; Hartkamp et al. 2004).

Entre los modelos cuantitativos, hay algunos que sólo consideran el efecto del flujo superficial y subsuperficial (ej.: SWAT, Arnold et al. 1998; SHETRAN, Birkinshaw & Ewen 2000; coeficiente de exportación de nitrógeno y fósforo, Jones & Heathwaite 2007; DCE, Jordan & Smith 2005), mientras que otros integran también el efecto de la escorrentía subterránea, incorporando los procesos de lixiviación en la zona no saturada (De Wit et al. 2000). En otros casos se combinan varios modelos para hacer simulaciones en la zona no saturada y en el acuífero (ej.: Agriflux + MODFLOW/MT3D, Lasserre et al. 1999; WAVE + MIKE SHE, Refsgaard et al. 1999; etc). El proyecto EUROHARP, que realiza una evaluación y comparación a gran escala de los modelos de contaminación por nutrientes empleados como herramientas de soporte de políticas para estimar la calidad de los ríos, resalta la idoneidad de los modelos EveFlow y Psychic (Silgram et al. 2008).

Además de los tres métodos de mayor proyección mencionados, existen otras metodologías para abordar el estudio de las áreas contaminadas por nitrato de uso más restringido, con son:

• La integración de un modelo estadístico y uno cuantitativo (ej.: método propuesto por la Agencia Europea de Medio Ambiente, European Environment Agency 2007). En esta metodología se establecen, en una primera fase, zonas de riesgo a partir de un análisis de tendencias temporales de concentración de nitrato de una serie de más de quince años, y de un sistema integrado de regresión. En la regresión se considera la información relativa al área de captación de cada punto, incorporando información sobre los aportes de todas las fuentes de nitrato incluidas en la misma, obtenida previamente mediante modelos cuantitativos. La determinación de las Zonas Vulnerables se realiza, en una segunda fase, incorporando el factor hidrológico a las zonas con riesgo de contaminación difusa de origen agrícola identificadas, considerando la cuenca de drenaje aguas arriba de cada punto afectado (European Environment Agency 2007).

• El uso de análisis isotópicos, que permiten determinar las fuentes de recarga y de contaminación y la edad de las aguas (Thorburn et al. 2003; Oren et al. 2004).

• La realización de balances de nutrientes mediante la medición de las entradas y salidas en cuencas de uso agrícola (Causapé 2004abc, 2006; Ribbe et al. 2008). Este método permite determinar la contribución de la agricultura a los problemas de contaminación difusa de las aguas superficiales de una determinada cuenca.