Para analizar los niveles de nitrato en las 63 masas de agua subterránea de la Demarcación Hidrológica del Segura durante el periodo 2010-2021 se utilizaron conjuntos de datos sobre la concentración de nitrato en 387 estaciones de muestreo (pozos, sondeos y manantiales) correspondientes a acuíferos superficiales, obtenidos de las Redes de Control de Calidad en Agua Subterráneas de la Confederación Hidrográfica del Segura (2022d) y completados con algunos puntos de la Red de Control de Aguas Afectadas por Nitratos del MITECO (2022a). Los acuíferos confinados en horizontes inferiores (Acuíferos Inferiores de Sierra de Segura; Tabla 1) y los acuíferos inferiores de sistemas multicapa no fueron incluidos en el estudio, al encontrarse menos expuestos que los más superficiales a los procesos de lixiviación de solutos desde la zona no saturada (además de no disponerse de información suficiente sobre los mismos).

Los datos de profundidad del nivel freático en los acuíferos afectados por contaminación de nitrato correspondientes al periodo 2010-2021 se obtuvieron de la Red de Control Piezométrico de la Confederación Hidrográfica del Segura (2022e) sobre un total de 211 puntos de control.

Las capas vectoriales de las masas de agua subterránea, la red hidrográfica y los límites de la Demarcación del Segura se obtuvieron del servicio de descarga de mapas de la Confederación Hidrográfica del Segura (2020). La capa de las ZVNs se descargó desde la Infraestructura de Datos Espaciales del MITECO (2022b) y fue actualizada con las ZVNs declaradas en la Orden 8097 de 23 de diciembre de 2019 (Asamblea Región de Murcia, 2019b). El modelo digital del terreno (MDT) de 25 m de resolución se obtuvo del centro de descargas del Instituto Geográfico Nacional (España; IGN, 2020).

La caracterización de las áreas de captación de las zonas afectadas por contaminación de nitrato (y de otras cuencas libres de contaminación) se elaboró a partir de información de diferentes fuentes, en formato numérico o vectorial, sobre variables hidrológicas, topográficas, climáticas, de calidad del agua y de usos del suelo. Los datos de precipitación anual (valores promedio para el periodo 2010-2019) se obtuvieron de las estaciones agroclimáticas de Murcia (SIAM, 2022), Albacete (SIAR, 2022a), Alicante (RiegosIVIA, 2022) y Almería (SIAR, 2022b), de Datosclima (2022) y de la Confederación Hidrográfica del Segura (2022a). A partir de ellos se generó una capa de puntos de la precipitación anual. Los excedentes medios anuales de N correspondientes a la Región de Murcia se extrajeron de los balances anuales de N en la agricultura española por grupos de cultivo y CCAA, para el periodo 2013-2019 (MAPAMA, 2015, 2016, 2017, 2018, 2021) y se utilizaron para elaborar el mapa de excedentes de N. Las superficies de cultivos herbáceos en regadío, cultivos herbáceos en secano, cítricos y frutales, y bosques y áreas naturales, se extrajeron del Mapa de Cultivos y Aprovechamientos de España 2000-2010 (MARM, 2009; formato vectorial); la vigencia de los datos de superficies regables y cultivos leñosos fue verificada a partir del Censo Agrario 2020 (INE, 2022a, b). El Mapa de Cultivos y Aprovechamientos de España 2000-2010 se utilizó para elaborar el mapa de usos del suelo.

La confección de la cartografía temática se realizó mediante el Sistema de Información Geográfica (SIG) ArcGIS 10.3 for Desktop (ESRI, Redlands, CA, EE. UU.; ESRI, 2015), utilizando el sistema de referencia ETRS89 en proyección UTM Zona 30N.

El análisis espacial de la distribución del nitrato se hizo acuífero por acuífero, utilizando el método de interpolación de Distancia Inversa Ponderada (IDW) de las herramientas de Análisis Espacial de ArcGIS. Las capas vectoriales de puntos para las interpolaciones se elaboraron a partir de las concentraciones medias anuales de nitrato para el año 2021 (últimos datos disponibles). Se usaron un total de 387 puntos de muestreo (fuentes: Confederación Hidrográfica del Segura, 2022d; MITECO 2022a).

La red de drenaje superficial de la Demarcación del Segura, las cuencas hidrográficas que drenan al mar Mediterráneo y a la laguna litoral del Mar Menor (incluyendo las ramblas litorales menores) y las direcciones del flujo superficial (escorrentía) se generaron a partir del MDT de 25 m, utilizando las herramientas de Hidrología del módulo de Análisis Espacial y las herramientas Gestión de Datos y Conversión de ArcGIS. Para la extracción de las cuencas hidrográficas se utilizó como punto de descarga el punto de elevación más bajo de cada una de las mismas. El punto de descarga de cada cuenca se estableció a partir de la red de drenaje superficial y corresponde a la celda de mayor acumulación de flujo.

El mapa de la elevación del nivel freático (sobre el nivel del mar) se generó mediante interpolaciones IDW sobre cada una de las capas de puntos de la elevación del nivel freático de los acuíferos afectados por la contaminación. Las capas de puntos de la elevación del nivel freático se obtuvieron sustrayendo, en cada punto, la profundidad media del nivel freático para el periodo 2010-2021, de la elevación del terreno (extraída del MDT de 25 m) en un total de 155 puntos de control (fuente: Confederación Hidrográfica del Segura, 2022e). Se optó por la utilización de los valores medios de la profundidad del nivel freático durante un periodo largo (12 años) a fin de aportar mayor robustez a los datos (al quedar atenuados los efectos de la variabilidad estacional y de otros factores como extracciones, sequías, etc.), ya que el mapa iba a ser utilizado posteriormente para el trazado de las direcciones del flujo subterráneo. Sólo se realizaron las interpolaciones en las 22 masas de agua afectadas por contaminación de nitrato (Tabla 1), debido a la escasa disponibilidad de datos en algunas zonas y a la complejidad de los acuíferos, como para poder interpretar las direcciones del flujo subterráneo (Confederación Hidrográfica del Segura, 2022b). A partir del mapa de elevación del nivel freático se generó la capa de direcciones del flujo subterráneo utilizando las herramientas de Hidrología, Gestión de Datos y Conversión de ArcGIS.

A partir del mapa digital de la distribución del nitrato en las masas de agua subterránea de la Demarcación Hidrológica del Segura durante 2021, se identificaron y caracterizaron todas las zonas afectadas por la contaminación. Para establecer el área de captación de cada una de las zonas afectadas, se determinaron los conjuntos de cuencas hidrológicas que constituyen la superficie territorial desde las que podrían generarse aportaciones de agua (pluvial, fluvial, retornos de riego, etc.) hasta las zonas contaminadas, teniendo en cuenta los posibles aportes por infiltración a través de la zona no saturada (infiltración vertical sobre el acuífero y/o infiltración procedente de escorrentías en áreas de pendiente) y los procesos advectivos en la zona saturada, de acuerdo al enfoque fuente-vía-receptor. Par ello analizamos las direcciones de los flujos superficial y subterráneo y la información disponible sobre flujos subterráneos laterales entre acuíferos colindantes (Confederación Hidrográfica del Segura, 2022b). Así se generó la capa vectorial de polígonos que representa las áreas de captación de las zonas afectadas por contaminación de nitrato.

El mapa de la pendiente topográfica se elaboró a partir del MDT de 25 m, mediante la herramienta Surface/Slope del módulo de Análisis Espacial de ArcGIS.

El mapa de precipitación anual se generó a partir de la capa vectorial de puntos de precipitación anual, utilizando el método de interpolación IDW. Par ello se usaron los valores promedio de precipitación anual, en cada punto, correspondientes al periodo 2010-2019.

El mapa de usos del suelo se generó a partir del Mapa de Cultivos y Aprovechamientos de España 2000-2010, extrayendo las superficies de cultivos herbáceos en regadío y en secano, de cítricos y frutales, de bosques y áreas naturales, etc. La selección de los grupos de cultivos se realizó atendiendo a su potencial contaminante, de acuerdo a la información disponible de excedentes anuales de N para cada grupo.

El mapa de los excedentes anuales de N, que ofrece una estimación de los excedentes medios anuales de N por unidad de superficie para los distintos grupos de cultivos (obtenidos de los balances anuales de N para el periodo 2013-2019), se generó mediante la asignación de los excedentes medios anuales de N a cada grupo de cultivo representado por su correspondiente polígono en el mapa de usos del suelo.

Los valores de las variables ambientales que caracterizan las áreas de captación de las zonas contaminadas por nitrato (y de otras cuencas libres de contaminación) incluidas en el análisis de componentes principales (p. ej. extensión contaminada por nitrato, superficies de los diferentes grupos de cultivo, excedente de N por unidad de superficie, superficie designada ZVN, etc.) se extrajeron de los correspondientes mapas temáticos mediante la herramienta Extract/Clip del módulo de Análisis Espacial de ArcGIS y posterior selección por atributos. Para las extracciones se usaron las capas vectoriales de las distintas áreas de captación analizadas.

Mediante la aplicación de análisis de varianza de medidas repetidas (ANOVA MR; modelo lineal general para medidas repetidas), se ha estudiado el efecto del factor tiempo sobre la concentración de nitrato en las masas de agua subterránea afectadas por contaminación de nitrato en la Demarcación del Segura durante el periodo 2010-2021. Para ello se utilizó el software de IBM SPSS Statistics 27.0 (IBM Corp., 2020). Se realizaron un total de 17 ANOVAs MR, correspondientes a 17 masas de agua, a fin de detectar posibles cambios significativos en los valores medios anuales de nitrato a lo largo del tiempo. No se pudieron analizar la totalidad de las 22 masas afectadas por la contaminación (Tabla 1) al no contarse con datos suficientes para el estudio estadístico en cinco de ellas. En los ANOVAs MR se incluyeron únicamente los puntos de muestreo con valores medios anuales de nitrato ≥ 50 mg L^-1 durante al menos una anualidad del período 2010-2021. El factor intra-sujetos (tiempo) presenta un número distinto de niveles (años) en cada análisis, tantos como anualidades con datos disponibles dentro del periodo analizado en cada masa de agua. Previamente, se comprobó la hipótesis de esfericidad (prueba de Mauchly) y se seleccionó el modelo de esfericidad asumida para los ANOVAs MR. En el caso de existir valores de F significativos (p<0,05) la separación de medias se realizó mediante la prueba post-hoc de Bonferroni.

Se usó el análisis de componentes principales (ACP) para explorar el papel del medio físico y de los usos del suelo sobre la incidencia de la contaminación por el nitrato procedente de fuentes difusas en el área de estudio, analizando posibles relaciones entre variables ambientales que caracterizan las áreas de captación de las zonas contaminadas por nitrato y de zonas libres de contaminación. Utilizando como unidad de análisis el área de captación, se examinaron las siguientes variables que potencialmente podrían relacionarse con los procesos de contaminación por nitrato de fuentes difusas a escala de cuenca (Arauzo et al., 2022): la superficie del área de captación, su altitud media, el porcentaje de cobertura de aguas subterráneas, la profundidad media del nivel freático, los porcentajes de cobertura de las áreas contaminadas por nitrato y en riesgo, los porcentajes de cobertura de áreas con pendiente topográfica ≥10% y con precipitación ≥600 mm año^-1, los porcentajes de cobertura de cultivos herbáceos en regadío, herbáceos en secano, cítricos y frutales, y bosques y áreas naturales, y los valores de excedentes de N por unidad de superficie. Esta variables se extrajeron para las áreas de captación de todas las zonas identificadas como contaminadas por nitrato y para las áreas de captación dos zonas libres de contaminación, correspondientes a las cuencas altas de los ríos Mundo y Segura (incluidas en el ACP por su valor como elemento de contraste respecto a las áreas de captación de zonas contaminadas). El ACP es un método de análisis multivariante que permite reducir la dimensionalidad de manera que el conjunto de datos analizados sea más fácil de visualizar e interpretar, explorando vínculos entre las variables. Cada componente principal resultante representa una combinación lineal de las variables originales, explicando una parte de la varianza de la muestra original. Se usó el método de rotación Varimax con normalización de Kaiser. Previamente, se realizó la medida de adecuación muestral de Kaiser-Meyer-Olkin y el test de esfericidad de Bartlett para comprobar la idoneidad de los datos.

Los ANOVAs MR para examinar el efecto del factor tiempo sobre los niveles de concentración de nitrato en las masas de agua subterránea afectadas por contaminación de nitrato en la Demarcación del Segura durante el periodo 2010-2021 (Objetivo 1) no mostraron diferencias interanuales estadísticamente significativas (Tabla 2), salvo para el Campo de Cartagena (070.072), con valores superiores en 2020 respecto a 2018 y 2019. Los niveles más altos de contaminación por nitrato se observaron en Bajo Quípar (070.033) y Águilas (070.061), con concentraciones medias anuales por encima de 200 mg L^-1. Ambas masas de agua cuentan con ZVNs designadas desde 2019 (Tabla 2; Fig. 1). Asimismo, Cuaternario de Fortuna (070.035), Campo de Cartagena (070.052), Alto Guadalentín (070.057) y Mazarrón (070.058) mostraron valores de nitrato por encima de 100 mg L^-1. En estos casos las designaciones corresponden a 2019, 2001-2019, 2009 y 2019, respectivamente (Tabla 2; Fig. 1). El resto de las masas analizadas presentaron valores ente 50 y 100 mg L^-1, con designaciones de ZVNs desde 2001 a 2019.

A la vista de los resultados de los ANOVAs MR, las ZVNs (Fig. 1) no parecen estar cumpliendo, por el momento, con las expectativas de reducir la contaminación por nitrato de las aguas subterráneas, lo que en principio sugiere la necesidad de revisarlas y/o adoptar medidas adicionales y acciones reforzadas (Confederación Hidrográfica del Segura, 2022a). La ausencia de mejoras significativas en las áreas contaminadas podría explicarse a partir de tres supuestos, no excluyentes entre sí: (1) que las ZVNs no estén correctamente delimitadas (incompletas, demasiado reducidas, erróneamente ubicadas); (2) que no haya pasado suficiente tiempo desde las designaciones como para que se aprecien mejoras en los niveles de contaminación (dependencia de las fechas de designación y de los tiempos de tránsito); y (3) que los programas de acción para la recuperación de la calidad del agua en las ZVNs no estén siendo aplicados, o sean ineficaces. La idoneidad de las 89 ZVNs designadas total o parcialmente en el territorio de la Demarcación del Segura (Fig. 1) podría ser evaluada mediante el análisis de su grado de coincidencia con las zonas de riesgo extraídas de un mapa de vulnerabilidad específica a la contaminación por nitrato (Arauzo, 2017; Arauzo et al., 2019), aún en fase de elaboración para la Demarcación del Segura (publicación prevista en 2024). No obstante, de la distribución actual de ZVNs (Fig. 1) se desprende que al menos el territorio de influencia del Mar Menor cuenta con una amplia cobertura de protección, con designaciones vigentes desde hace más de dos décadas (Campo de Cartagena; Tabla 2), por lo que la ausencia de mejoras en los niveles de nitrato más bien cabría atribuirlas a la falta de aplicación o a la ineficacia de los programas de acción (Tragsatec, 2019), si bien carecemos de modelos hidrogeológicos que lo confirmen.

La distribución del nitrato en las aguas subterráneas viene determinada por su alta solubilidad y movilidad en las zonas no saturada y saturada, siendo las características del medio físico (hidrología, topografía, litología, suelos, condiciones climáticas) y los usos del suelo (agricultura como factor de riesgo, áreas naturales como factor de protección) los elementos que modulan la dispersión y transporte de los compuestos nitrogenados a través de las cuencas hidrológicas (Arauzo et al., 2022).

El análisis espacial del nitrato en las aguas subterráneas de la Demarcación del Segura para el año 2021 (Objetivo 2) permitió estimar que el 20% de la superficie acuífera presenta contaminación por nitrato (≥50 mg L^-1), mientras que el 16% se encuentra en situación de riesgo (25-49 mg L^-1) (Fig. 2). Analizando masa por masa, el estado de calidad del agua con relación a la presencia de nitrato es heterogéneo, con 22 masas de agua subterránea contaminadas (35% del total) y 41 libres de contaminación (Tabla 1; Fig. 2). De las masas contaminadas, el 50% presentó concentraciones de nitrato superiores a 50 mg L^-1 en el 50-98% de su superficie (Tabla 3; Fig. 2), si bien, contabilizando conjuntamente las zonas contaminadas y en riesgo, se estima que el 64% estaría afectado en el 80-100% de su superficie (Tabla 3; Fig. 2). Estudios similares en la cuenca del Ebro mostraron que el 37% de las masas de agua subterránea presentaba contaminación por nitrato (Arauzo, 2017), valor próximo al de la Demarcación del Segura (35%). De estas, sin embargo, la proporción de masas con un grado de afectación severo (80-100% de su superficie) fue 3,8 veces superior en la Demarcación del Segura (64%) respecto a la observada en la cuenca del Ebro (17%; Arauzo, 2017).

El análisis mediante interpolación espacial de las concentraciones de nitrato en un SIG es una herramienta útil para estimar su distribución en las masas de agua subterránea, siempre y cuando se parta de datos suficientemente robustos y se tenga en cuenta el funcionamiento hidrogeológico de los acuíferos. Asimismo, deben considerarse posibles limitaciones de partida, como la escasa disponibilidad de estaciones de muestreo (pozos, sondeos) en algunos territorios, como áreas de montaña, y las características particulares de cada acuífero. Sin embargo, aunque las áreas de montaña están generalmente peor representadas en este tipo de mapa temático, no suelen constituir un problema para la interpretación de las zonas contaminadas por nitrato, al encontrarse habitualmente libres de contaminación (Arauzo, 2017) por el efecto protector de bosques y áreas naturales (usos del suelo más comunes en las cabeceras de cuenca; Martínez-Bastida et al., 2010). Respecto a las características de los acuíferos, los de porosidad intergranular (detríticos), más homogéneos y con menores contrastes en los valores de conductividad hidráulica que los acuíferos fisurados y/o karstificados, se adecúan mejor a la interpolación espacial que estos últimos, que pueden ser altamente anisótropos. De las 22 masas afectadas por contaminación de nitrato en la Demarcación del Segura el 68% son de tipo detrítico o detrítico-carbonatado (de permeabilidad alta a muy alta), mientras el 32% restante son carbonatadas (de permeabilidades media y alta) (Tabla 1).

La cuenca hidrográfica, o área de captación, es la unidad territorial básica en la que el drenaje superficial fluye hacia un mismo punto de descarga. En el caso de las aguas subterráneas la situación es algo más compleja: el acuífero puede recibir aportes desde una o varias cuencas hidrográficas superficiales, por infiltración difusa a través de la zona no saturada (precipitación atmosférica, retornos de riego) e infiltración permanente o esporádica de aguas superficiales (ríos, humedales, lagos, etc.), y desde otros acuíferos (Custodio, 2021).

A partir de la red de drenaje superficial y el MDT fueron extraídas, mediante ArcGIS, un total de 84 cuencas hidrográficas en la Demarcación del Segura (Fig. 3). De éstas, 57 cuencas drenan al mar Mediterráneo, siendo la principal la cuenca del Segura (cuenca nº 1; 15.488 km² de superficie; Fig. 3), mientras que las 56 cuencas restantes corresponden a ramblas litorales con superficies entre 380 y 0,5 km² (cuencas nº 2-18 y 46-84; en conjunto ocupan 1.833 km²; Fig. 3). Las otras 27 cuencas drenan directamente a la lagua litoral del Mar Menor, siendo la principal la cuenca del Albujón (cuenca nº 25; 993 km² de superficie; Fig. 3); las 26 restantes son ramblas de menor entidad con superficies entre 65 y 0,3 km² (cuencas nº 19-24 y 26-45; en conjunto ocupan 231 km²; Fig. 3). Las cuencas hidrográficas extraídas se usarán posteriormente para la estimación del área potencial de captación de cada una de las zonas afectadas por contaminación de nitrato (Objetivo 3).

El análisis de la dirección del flujo superficial (escorrentía) a escala regional reveló flujos dominantes hacia el E, SE y S en el 53% de las celdas del raster (Fig. 4). Por otra parte, el análisis de la dirección del flujo subterráneo en las masas de agua afectadas por la contaminación (Fig. 5) mostró, igualmente, flujos dominantes hacia el E, SE y S en el 58% de las celdas, si bien cada masa presenta algunas variaciones respecto a las observaciones a escala regional. La orientación preferencial E, SE y S de los flujos superficial y subterráneo (Fig. 4 y 5) resulta coherente con la distribución de las zonas más afectadas por la contaminación, que se sitúan mayoritariamente a lo largo del área suroriental de la Demarcación (Fig. 2), en territorios llanos o de escasa pendiente, con las cotas piezométricas más bajas del área de estudio (Fig. 4 y 5). Se observó, además, que las zonas más contaminadas (Fig. 2) corresponden generalmente a zonas de convergencia del flujo subterráneo (Fig. 5). Estos hallazgos son similares a los observados en acuíferos detríticos y en gran parte de los acuíferos carbonatados de la Demarcación del Ebro (Arauzo, 2017), donde se comprobó que las zonas contaminadas tendían a distribuirse en las cotas piezométricas más bajas, territorios llanos y de flujo muy lento. Tales resultados evidencian que el soluto puede ser transportado largas distancias, desde cotas de mayor elevación hasta las cotas más bajas (Arauzo et al., 2019, 2020, 2022; Zahid et al., 2015), siguiendo la secuencia fuente-vía-receptor.

En la Figura 6A se identifican 11 zonas principales que agrupan las áreas afectadas por contaminación de nitrato en las masas de agua subterránea de la Demarcación del Segura (Zonas 1, 2, 3 y Zonas 4.1 a 4.8). La mayoría de ellas comprende entre dos y ocho masas de agua subterránea colindantes, si bien las Zonas 2, 3 y 4.6 corresponden a una única masa (Tabla 4). Las superficies contaminadas ([NO₃ ^-] ≥ 50 mg L^-1) y en riesgo (25 ≤ [NO₃ ^-] < 49 mg L^-1) varían desde el 93% del área total de las masas, en las Zonas 1 y 3, a sólo el 5% en la Zona 4.6. La Zona 1 [Campo de Cartagena (070.052), Cabo Roig (070.053), Terciario de Torrevieja (070.042), Triásico de Los Victoria (070.054) y Sierra de Cartagena (070.063)] y la Zona 3 [Águilas (070.061)] son las que presentan una mayor superficie relativa con niveles de nitrato por encima de 50 mg L^-1 (75% en la Zona 1 y 88% en la Zona 3; Tabla 4). Todas las zonas vierten al Mar Mediterráneo, si bien la Zona 1 también descarga agua contaminada por nitrato a lo largo del perímetro de la laguna del Mar Menor (Fig. 5), lo que contribuye a agravar sus elevados niveles de eutrofia (Asamblea Regional de Murcia, 2020; Grupo Tragsa, 2020). La mayor parte de las zonas afectadas por contaminación (salvo Zonas 4.4 y 4.6) presentan flujos subterráneos laterales entre acuíferos colindantes (Confederación Hidrográfica del Segura, 2022b) (Fig. 5 y Tabla 4).

Para determinar las áreas de captación (Fig. 6B) de las zonas afectadas por contaminación de nitrato (Fig. 6A), se identificaron los conjuntos de cuencas hidrológicas (Fig. 3) desde las que podrían generarse aportaciones de agua (pluvial, fluvial, retornos de riego, etc.) hasta las zonas contaminadas. En las determinaciones se tuvieron en cuenta los aportes que, potencialmente, podrían producirse por infiltración a través de la zona no saturada (infiltración vertical sobre el acuífero y/o infiltración procedente de escorrentías en áreas de pendiente) y los procesos advectivos en la zona saturada (enfoque fuente-vía-receptor). Para ello superpusimos en un SIG el mapa de cuencas hidrográficas (Fig. 3) y el mapa zonas contaminadas (Fig. 6A) y analizamos las direcciones de los flujos superficial (Fig. 4) y subterráneo (Fig. 5) y la información disponible sobre flujos subterráneos laterales entre acuíferos colindantes (Fig. 5; Confederación Hidrográfica del Segura, 2022b). Así se identificaron las cuencas hidrológicas que potencialmente realizan aportes a las zonas contaminadas y se generó la capa vectorial de polígonos que representa las áreas de captación de las zonas afectadas por contaminación de nitrato (Fig. 6B). Se establecieron cuatro áreas de captación principales (Fig. 6B): (1) área de captación de la Zona 1 (en verde); (2) área de captación de la Zona 2 (en azul); (3) área de captación de la Zona 3 (en amarillo); y (4) área de captación del Segura (Zona 4, en malva). Las tres primeras son las áreas de captación naturales de las zonas contaminadas 1, 2 y 3; la cuarta, sin embargo, corresponde al área de captación del Segura (cuenca nº 1) e incluye las ocho zonas contaminadas (4.1 a 4.8) localizadas en su territorio. En la Tabla 5 se describen las variables ambientales que caracterizan estas cuatro áreas de captación de zonas contaminadas, además de las de otras dos áreas de captación libres de contaminación, correspondientes a las cuencas altas de los ríos Mundo y Segura (Zonas A y B; Fig. 6B).

La exploración mediante ACP (Objetivo 4) de posibles relaciones entre variables ambientales que caracterizan las áreas de captación de zonas contaminadas por nitrato y de zonas libres de contaminación (Tabla 5; Fig. 6B) permitió explicar el 88% de la varianza total con los dos primeros componentes principales (Fig. 8).

El componente 1, que explicó el 65% de la varianza, representa el papel del medio físico (llanura vs. montaña) y de los uso del suelo (agricultura intensiva vs. áreas naturales) en la distribución de la contaminación por nitrato en las masas de agua subterránea de las cuencas analizadas (Fig. 8). El componente 1 se correlaciona positivamente con las variables del grupo A y negativamente con las del grupo B. El grupo A muestra la clara relación entre la extensión de las superficies contaminadas ([NO₃ ^-] ≥ 50 mg L^-1) y en riesgo (25 ≤ [NO₃ ^-] < 49 mg L^-1) y la agricultura intensiva, representada por cultivos de herbáceos en regadío, cítricos y frutales (Fig. 7C). Estos tres grupos de cultivos son los que anualmente generan los mayores excedentes de N en la Demarcación del Segura (Fig. 7D; MAPAMA, 2015, 2016, 2017, 2018, 2021). Los territorios representados por el grupo A se encuentran a poca altitud (Fig. 4), son llanos o de escasa pendiente (Fig. 7A) y presentan una pobre cobertura de bosques y áreas naturales (Fig. 7C) y una baja precipitación (Fig. 7B; generalmente por debajo de 300 mm anuales, salvo cuando se producen episodios extremos de precipitación asociados a DANA; MedECC, 2020). La variable que representa el porcentaje de cobertura de ZVNs en las área de captación también aparece en el grupo A, lo que a priori apuntaría a una disposición coherente de las mismas (Fig. 1; Fig. 6B). Tal es el caso de las ZVNs designadas en el área de captación de la Zona 1, que cubren el 93% de la superficie total de la misma (Tabla 5). Las ZVNs designadas en las áreas de captación de las Zonas 2, 3 y 4 presentan, sin embargo, coberturas muy inferiores (6%, 19% y 15%, respectivamente; Tabla 5), por lo que deberían desarrollarse evaluaciones más precisas de la vulnerabilidad específica de las aguas subterráneas a la contaminación por nitrato en esos territorios, a fin validar la distribución y extensión de las ZVNs designadas. En el lado negativo del componente 1, el grupo B asocia variables representativas de las áreas de montaña (cuencas altas del Mundo y el Segura), constituidas por territorios con fuertes pendientes, abundante precipitación (Fig. 4; Fig. 7A y B) y acuíferos profundos (Fig. 5) que no presentan contaminación por nitrato. En estas zonas dominan los bosques y áreas naturales (Fig. 7C), usos del territorio que han demostrado ofrecer un efecto protector para los recursos hídricos frente a los procesos de contaminación difusa (Arauzo, 2017; Martínez-Bastida et al., 2010). Arauzo et al. (2022) observaron resultados similares en los acuíferos aluviales de la Demarcación del Ebro.

El componente 2, que explicó el 23% de la varianza, muestra la influencia del tamaño de la cuenca en la distribución de algunas variables hidrológicas y de usos del suelo, si bien no parece relevante respecto a los procesos de contaminación por nitrato. Se correlaciona positivamente con las variables del grupo C y negativamente con las variables del grupo D. El grupo C representa a aquellas áreas de captación de menor tamaño, cobertura vegetal boscosa y alta precipitación, donde casi la totalidad del territorio presenta masas de agua subterránea subyacentes (profundas, confinadas y de buena calidad química), descripción que se ajusta a las áreas de cabecera de los ríos Mundo y Segura (Fig. 6B; Tabla 5). En el lado negativo del componente 2, el grupo B representa a las áreas de captación de mayor tamaño, representada por la cuenca del Segura (Fig. 6B), donde se concentra la mayor parte de los cultivos herbáceos en secano (Fig. 7C; Tabla 5).

La situación de emergencia ecológica del Mar Menor es consecuencia de su grave estado de eutrofización derivado de la expansión de la agricultura intensiva, la presión urbano-turística (todavía existen efluentes urbanos escasamente depurados) y el crecimiento de las explotaciones porcinas (Confederación Hidrográfica del Segura, 2022a), pero también del incumplimiento de la amplia normativa que ya existe para mejorar la sostenibilidad ambiental de su entorno.

La eutrofización de los sistemas leníticos se produce por el aporte en exceso de N y P (macronutrientes limitantes de la productividad primaria) que genera proliferaciones masivas de fitoplancton, cuya posterior descomposición provoca condiciones anóxicas, con detrimento de la calidad del agua, desequilibrio del ecosistema y empobrecimiento de la biodiversidad. El nitrato y el ortofosfato son generalmente las formas más comunes de N y P en las aguas subterráneas y en la solución del suelo, pero al ser el nitrato mucho más soluble y móvil (más lixiviable) que el ortofosfato, su impacto contaminante sobre sobre las masas de agua subterránea es muy superior al del P (Arauzo et al., 2022). El P, debido a su baja solubilidad, tiende a quedarse inmovilizado en el suelo, por lo que se considera que la escorrentía superficial es su ruta preferencial de transporte (Yaron et al., 1996). En consecuencia, las vías principales de entrada de N al Mar Menor son las descargas subterráneas ricas en nitrato a lo largo del perímetro de la laguna, los aportes desde cauces y conducciones (ramblas que desaguan concentrados de desalobradoras, efluentes urbanos pobremente depurados, etc.) y los arrastres por escorrentía superficial (generalmente consecuencia de eventos de precipitación extrema asociada a DANAs). Las vías de entrada de P son esencialmente superficiales, por escorrentía y aportes desde cauces y canales. La elevada relación N/P en las aguas del Mar Menor, comparada con el cociente 16/1 de Redfield (1958), señala al P como nutriente limitante de la producción primaria (Velasco et al., 2006). El sobreexceso de N en la laguna podría explicarse, por tanto, por las descargas subterráneas ricas en nitrato y prácticamente libres de P (Arauzo et al., 2022). Pero la entrada de macronutrientes a la laguna no es más que una parte del problema. Aun llegándose a alcanzar el ansiado vertido cero, otro grave inconveniente se encuentra en la propia laguna, en sus sedimentos, donde N y P han venido acumulándose durante décadas. En las lagunas eutrofizadas de estas latitudes parte de los sedimentos son generalmente resuspendidos cada año durante la mezcla térmica de sus aguas (que se suele dar desde el otoño al inicio de la primavera), liberando nutrientes biodisponibles que, con el ascenso de la temperatura, generan nuevos crecimientos masivos de algas fitoplanctónicas susceptibles de desequilibrar el ecosistema de forma recurrente. Por otra parte, el análisis de Senent-Aparicio et al. (2021) sobre la hidrología de la laguna del Mar Menor mostró que durante el verano se produce una entrada considerable de agua desde el mar Mediterráneo, mientras que en otoño e invierno se da el proceso inverso, habiéndose estimado una entrada neta de agua a la laguna de 82 hm³ año^-1 desde el mar Mediterráneo. El intercambio de aguas a través de las golas de la Manga del Mar Menor (canales ampliados artificialmente que comunican la laguna con el mar Mediterráneo) favorecería el arrastre hacia el Mediterráneo de parte de los sedimentos resuspendidos durante las mezclas térmicas de la laguna en otoño-invierno, contribuyendo a una reducción lenta, pero paulatina, de los nutrientes acumulados en el Mar Menor. En contrapartida, la apertura de las golas al tráfico de embarcaciones ha supuesto una grave alteración de las condiciones naturales de la laguna, con entrada neta de agua desde el mar Mediterráneo que provoca la disminución de la salinidad y afecta a sus condiciones térmicas, colonización de especies invasoras y cambios en la hidrología lagunar y en sus comunidades biológicas (Confederación Hidrográfica del Segura, 2022a).

Con relación a las aguas subterráneas que drenan al Mar Menor, vehículo de las entradas subterráneas de nitrato, la masa de agua Campo de Cartagena (070.052; Fig. 1; Tabla 1) es la receptora primaria de los excedentes de N procedentes de la agricultura intensiva de la comarca de Campo de Cartagena (Fig. 7D). La masa se caracteriza geomorfológicamente por su amplia llanura, con cierta inclinación hacia el sureste y sentido del flujo hacia el Mar Menor y el Mar Mediterráneo (receptores secundarios del contaminante). Está rodeada por elevaciones montañosas, a excepción de la zona del litoral (Fig. 4). Presenta 4 niveles acuíferos principales: Cuaternario (gravas, arenas, limos, arcillas y caliches; libre), Plioceno (areniscas y margas; semiconfinado), Andaluciense (calizas, areniscas y arenas; confinado), Tortoniense (de menor entidad; conglomerados y areniscas; semiconfinado). El sistema multicapa presenta interconexiones entre acuíferos, tanto naturales como debidas a sondeos deficientemente construidos, con una infiltración media estimada de 40 hm³ año^-1 (Confederación Hidrográfica del Segura, 2022b). Campo de Cartagena pertenece a la misma unidad hidrogeológica que Cabo Roig (070.053; Fig. 1; Tabla 1) y Triásico de Los Victorias (070.054; Fig. 1; Tabla 1), si bien las tres masas fueron separadas para facilitar la gestión administrativa (Confederación Hidrográfica del Segura, 2022b). La recarga principal procede de la infiltración del agua de lluvia y de los retornos del riego provenientes de su área de captación, a la que se suman recargas laterales de escasa magnitud desde masas subterráneas colindantes (Fig. 5). La descarga se realiza por bombeos, fundamentalmente desde los acuíferos Andaluciense y Plioceno, y salidas laterales hacia el Mar Menor y el mar Mediterráneo a través del acuífero Cuaternario (Fig. 5; Confederación Hidrográfica del Segura, 2022b).

Los retornos de riego han provocado la subida del nivel freático del acuífero Cuaternario, dejándolo más expuesto a la lixiviación de nitrato (Tragsatec, 2019) y aumentando las descargas de agua ricas en nitrato al Mar Menor y al Mediterráneo (Fig.5). Se estima una acumulación de nitrato en el Cuaternario que alcanzaría 300.000 t (Tragsatec, 2019), con amplias zonas mostrando niveles de 100-300 mg L^-1 y superiores (Fig. 2). Mientras tanto, los acuíferos inferiores están sobrexplotados por las extracciones para riego (muchas ilegales), de las que se saca agua de mala calidad que se trata en plantas desalobradoras cuyo concentrado alcanza la rambla del Albujón, principal entrada de agua al Mar Menor por la vía superficial (García et al., 2018; Tudela, 2021). El caudal del Albujón se nutre, además, del drenaje de los cultivos de regadío, de la escorrentía superficial tras las fuertes lluvias y, ocasionalmente, del vertido de estaciones depuradoras de aguas residuales insuficientemente tratadas (después de tormentas y en los meses estivales por el aumento de la población turística), con unas descargas a la laguna (desde el cauce principal y el efluente de drenaje anexo) estimadas en 27,4 hm³ año^-1 que aportan 2.010 t año^-1 de N inorgánico disuelto y 178 t año^-1 de P reactivo soluble (Velasco et al.; 2006; incluyendo el flujo base y un muestreo después de fuertes lluvias). Se ha estimado una infiltración en torno a 40 hm³ año^-1 desde el Cuaternario a los acuífero inferiores (Confederación Hidrográfica del Segura, 2022b) que contribuye a su recarga, pero que también afecta a sus niveles de nitrato. Grupo Tragsa (2020) ha estimado descargas subterráneas desde el acuífero Cuaternario al Mar Menor comprendidas entre 5 y 10 hm³ año^-1 (para condiciones climáticas de año seco y año muy húmedo), con unas cargas asociadas de nitrato de 950 y 1.880 t año^-1, respectivamente. Senent-Aparicio et al. (2021) estimaron descargas subterráneas del mismo orden de magnitud (en torno a 11 hm³ año^-1), mientras que su estimación de los aportes a la laguna por la escorrentía superficial fue altamente variable, entre 8 y 202 hm³ año^-1 (variabilidad asociada a la incertidumbre de los eventos de pluviometría extrema asociados a DANAs). En momentos puntuales de torrencialidad se han estimado descargas a la laguna por escorrentía superficial a través de las ramblas de 0,5-4,8 t día^-1 de nitrato (Tragsatec, 2019). La Asamblea Regional de Murcia (2020) alerta, además, de que los vertidos insuficientemente depurados de algunas estaciones de tratamiento aguas residuales pueden sufrir desbordamientos por efecto de las DANAs y alcanzar la laguna.

Las aguas subterráneas contaminadas que drenan al El Mar Menor pertenecen a la denominada Zona 1 (Fig. 6A), el área contaminada por nitrato más extensa de la Demarcación. De las 5 masas subterráneas representadas en la Zona 1 (Tabla 4), la única que alcanza directamente al Mar Menor es Campo de Cartagena (070.052), a través su acuífero Cuaternario. Campo de Cartagena comparte unidad hidrogeológica con Cabo Roig (070.053) y Triásico de Los Victoria (070.054) (Confederación Hidrográfica del Segura, 2022b) y recibe, además, recargas laterales de escasa magnitud desde Triásico de Carrascoy (070.055) y Sierra de Cartagena (070.063) (Fig. 5; Tabla 4). El territorio que constituye el área de captación superficial del Mar Menor corresponde a las 27 cuencas hidrológicas que drenan directamente a la laguna, cuencas nº 19 a 45 (1.224 km²), de las que la rambla del Albujón (nº 25) es la más extensa (993 km²). Sin embargo, si examinamos el área de captación de las aguas subterráneas que drenan al Mar Menor la superficie es algo más amplia, considerando que Campo de Cartagena comparte unidad hidrogeológica con Cabo Roig y Triásico de Los Victoria y que, además, Triásico de Carrascoy y Sierra de Cartagena pueden aportarle recargas laterales. Teniendo en cuenta estas interacciones, el área de captación de las aguas subterráneas que drenan al Mar Menor comprende las cuencas nº 5 a 55 (Fig. 9), con una extensión de 1.810 km². La buena noticia, si puede decirse así, es que el 90% de esta superficie (1.621 km²) se encuentra teóricamente bajo la protección de ZVNs. Sin embargo, dado que la mayor parte de ese territorio fue designado ZVN hace 22 años (1.228 km²; Tabla 2), la ausencia de mejoras significativas en los niveles de nitrato en la masa subterránea Campo de Cartagena (Tabla 2) no cabe atribuirla a designaciones incompletas o excesivamente recientes, sino más bien a la falta de aplicación o al fracaso de los programas de acción para la recuperación de la calidad del agua en las ZVNs (Tragsatec, 2019).