A. Guillermo Bonorino 1 , René Albouy 2 , Claudio Lexow 3 y Jorge Carrica

(1) CONICET-UNS (2) UNS (3) CIC-UNS

The phreatic aquifer which lies over Sierras Australes's southwest slope was qualified by hidrological studies, carried out in 1989, as the most important source of water in the region for the future supply of Bahia Blanca.

Land farming activities with an increasing use of nitrogenous fertilizers is being developed in this area ; the geochemical background of nitrate in the ground water and its spacial distribution are analyzed in this report.

It was determinated a natural concentration of nitrate in ground water with a rate of 12.6 mg/l attributed to a natural source, principally for mineralitation at the soil of the organic matter.

The absence of spatial distribution pattern is understood as result of : a) spacial soil pedogenesis variations, b) absence of geologic nitrogen in the aquifer material as well as the dilution of the nitrate of the recharge water due to the ground water flow and c) the effect of the litological heterogeneities over the nitrate transport mechanism.

There are no evidencies of diffuse contaminattion by fertilization. In particular, there were detected few cases of puntual pollution by animal and human excrements.

Los estudios hidrológicos efectuados en la región en el año 1989 permitieron calificar al acuífero freático de la zona periserrana de la vertiente occidental de las Sierras Australes como la fuente más importante de agua de la región para el futuro abastecimiento de Bahía Blanca.

En el área se lleva a cabo una actividad agrícola con un creciente uso de fertilizantes, especialmente nitrogenados. En esta memoria se analizan el fondo geoquímico del nitrato en el agua subterránea y su distribución espacial.

Se determinó una concentración natural de nitratos en el agua subterránea de 12.6 mg/l que se atribuye a un origen natural, principalmente por mineralización de la materia orgánica en el suelo. La ausencia de un patrón en su distribución espacial se interpreta como resultado de: a) variaciones en la edafización del suelo, b) ausencia de nitrógeno geólogico en la formación acuífera así como la dilución de los nitratos provenientes de la recarga en tránsito por parte del flujo subterráneo y c) el efecto de las heterogeneidades litológicas sobre los mecanismos de transporte del nitrato.

No hay evidencias de contaminación difusa por fertilización y se han detectado muy pocos casos de contaminación puntual por escretas de origen animal y humano.

Los estudios hidrológicos efectuados en la zona periserrana de las vertiente occidental de las Sierras Australes, en el año 1989, permitieron calificar al acuífero freático como la fuente más importante de agua de la región para el futuro abastecimiento de Bahía Blanca.

En la última década se han desarrollado diferentes investigaciones con la finalidad de mejorar el conocimiento hidrológico e hidrogeológico de las diferentes cuencas de la región surbonaerense para que la futura gestión de los recursos hídricos se fundamente en un sólido conocimiento de las propiedades y funcionamiento del sistema acuífero a explotar. Actualmente, estos estudios están orientados al cálculo del balance hidrológico a nivel de cuenca, Napostá Grande, Sauce Chico y Napostá Chico, a través de investigaciones de la dinámica de la zona no saturada (ZNS). Para ello en la cuenca superior del arroyo Napostá Grande se han instalado tres parcelas experimentales en las que se llevan a cabo las observaciones meteorológicas y de humedad del suelo, que se complementan con mediciones limnimétricas y freatimétricas.

La continua y creciente contaminación de las aguas subterránea en áreas agrícolas es un fenómeno mundial que genera preocupación en muchos países por reducirla, de allí que esta tema sea el objeto de numerosos y permanentes estudios. Teniendo en cuenta la intensa actividad agrícola de la región y la incorporación de nuevas prácticas en el manejo de los suelos, como la referida a la utilización de fertilizantes, especialmente los nitrogenados, es necesario controlar la composición química del agua subterránea, con la finalidad de preservar su calidad.

Dado que se reconoce que una alta concentración de nitratos en el agua para la bebida tiene efectos nocivos para la salud (Druffus, 1983), la detección de un fenómeno de degradación en el agua permite entonces modificar o corregir las causas del impacto.

La abundancia natural del nitrato en el agua subterránea (Cohenour y Knox, 1990; Langmiur, 1998) se define como fondo geoquímico, natural concentration(background) en la literatura inglesa y este trabajo tiene como finalidad la determinación de su valor. Como continuación de un estudio similar, efectuado en una cuenca vecina (Rossi et al., 1992), se identifican y analizan áreas de diferentes concentraciones a través de la construcción del mapa de contenidos de nitratos. Dicha cartografía es una herramienta básica para el control de la calidad del agua y de las modificaciones que puedan ocurrir en el futuro por la contaminación procedente de fuentes difusas.

El fondo geoquímico representa la concentración de nitrato en el agua subterránea como consecuencia de procesos naturales y no como resultado de la actividad antrópica La primer parte del estudio utiliza una base de datos constituida por 46 análisis químicos de agua subterránea freática, de pozos distribuidos en la cuenca superior de los arroyos Napostá Grande, Sauce Chico y Napostá Chico.

Las determinaciones de nitrato en el agua se llevaron a cabo en el laboratorio Lanais (CONICET-UNS) con el método de destilación por arrastre de vapor (Bremner y Keeney, 1996).

Con esta base de datos se han calculado solamente algunos parámetros estadísticos descriptivos tales como: valor medio, rango, desvío estándar, etc., ya que al no contar con un número suficiente de muestras no es válida la determinación del fondo geoquímico.

En la segunda parte del trabajo se han tomado también los análisis realizados en la cuenca superior del arroyo Chasicó (Rossi et al., op. cit.), separándose para el análisis los correspondientes a la franja pedemontana, que totalizan 27 muestras.

El nuevo paquete así formado, compuesto por 73 datos, de acuerdo con la metodología propuesta por Lepeltier (1969) permitió el cálculo del fondo geoquímico del área. Según esta metodología una vez comprobada la distribución lognormal de los datos se grafican los intervalos logarítmicos de las concentraciones versus las frecuencias acumuladas de los intervalos respectivos; el 50% de la frecuencia acumulada determina el fondo geoquímico correspondiente.

Las cuencas de los arroyos involucrados en este estudio, Figura 1, se ubican sobre la vertiente suroccidental del las sierras del Sistema de Ventania y corresponden a los tramos superiores del río Sauce Chico y de los arroyos Napostá Grande y Napostá Chico. El área afectada por el escurrimiento de estas cuencas, en el mencionado tramo, abarca una superficie aproximada de 790 km ² . Si además se agregan los 310 km ² correspondientes a la fracción de la cuenca del arroyo Chasicó se llega asi a un área total de investigación de 1.100 km ² .

El acuífero freático se aloja en la Formación La Norma (De Francesco, 1992) constituida por sedimentos loéssicos; por encima aparecen depósitos modernos y suelos actuales.

Hidroestratigráficamente, estos depósitos constituyen la Sección Epiparaniana (DYMAS, 1974) caracterizada por una anisotropía vertical y horizontal de la columna, que da lugar a un sistema acuífero multicapa caracterizado por intercalaciones de niveles acuitardos- acuíferos. La extensión de este acuífero tiene carácter regional y se extiende por el sur hasta el litoral marítimo.

Bonorino (1991) calculó la recarga para el área de la vertiente occidental de las Sierras Australes aplicando el concepto de factor de enriquecimiento de cloruros (Mercado et al., 1978, de Rosenthal, 1987) en un 16,5 % de la lluvia.

El suelo que domina el ambiente periserrano de las sierras Australes (Cappannini et al, 1970) se desarrolla sobre loess y recibe de él toda su influencia. Es de poco menos de un metro de espesor, de permeabilidad moderada, algo ácido, con pH de 6 a 6,9, y un 3,9% de materia orgánica. Se clasificaron en general como hapludoles líticos y petrocálcicos , de textura franco limosos a franco arcillo-limosos.

En el ámbito donde se ha llevado a cabo el estudio, franja periserrana, los suelos se encuentran cultivados y por lo tanto están sometidos a las prácticas habituales de laboreo tales como la arada, rastreada, fertilización, siembra, cosecha y barbecho. Algunas de estas operaciones pueden incorporar nitrógeno en el suelo, como por ejemplo la aplicación de urea antes de la siembra y la introducción del rastrojo dentro del suelo.

El agua de lluvia de la región serrana es del tipo bicarbonatada-calcomagnésica, influenciada por las sales del polvo atmosférico de origen terrígeno (Bonorino, 1994).

El agua de la capa freática, recogida en pozos situados a menos de dos kilómetros de los afloramientos paleozoicos de las sierras, representa un flujo de corto recorrido subterráneo. La salinidad de esta agua está comprendida entre los 30 y poco más de 570 mg/l, con alto contenido en bicarbonatos y bajo en cloruros, siendo ligeramente alcalina. La configuración química resulta ser: HCO3 ^- > Cl ^- > SO = 4 ; Na + > Ca ++ > Mg ++ > K + .

Un análisis sobre la evolución geoquímica de esta aguas permite inferir como principales fenómenos modificadores (Carrica et. al.,1992) la concentración de sales por evaporación y evapotranspiración en el suelo, adsorción de potasio por arcillas, hidrólisis de carbonatos, feldespatos alcalinos y vidrio volcánico e intercambio iónico de calcio y magnesio por sodio, lo que refleja una circulación e interacción en terrenos loéssicos.

La montmorillonita y la illita, también presentes, son cambiadoras de iones y por lo tanto están involucradas en activos procesos de regulación del quimismo del agua. Las plagioclasas, andesina y oligoclasa, y la calcita, reaccionan con el ácido carbónico proveniente del C02 de la materia orgánica oxidada que incorpora el agua infiltrada. El vidrio volcánico es meteorizado constituyendo una importante fuente de SiO2.

Las variaciones que registran los componentes iónicos del agua subterránea están controladas activamente por la composición mineralógica del loess en concomitancia con los diversos fenómenos modificadores actuantes, adquiriendo el agua una configuración química casi definitiva. Así, el exceso de bicarbonato se debe a la hidrólisis de carbonato de calcio (tosca) y de silicatos. Por otra parte, la hidrólisis de las plagioclasas causan principalmente alto contenido de sodio y en parte de calcio y sílice soluble y el potasio parece ser absorbido por arcillas.

Bonorino et al. (1996) estudiaron el contenido isotópico del agua freática incorporada en el sector de recarga del pie de sierra, ambiente pedemontano por encima de los 300 msnm. Las concentraciones isotópicas encontradas se acercan mucho a los valores que posee el agua de lluvia de la zona, lo cual indica una infiltración rápida con una ligera evaporación, y su posterior incorporación a la freática.

El primer paso de la interpretación hidrogeoquímica consistió en un análisis de los datos mediante la estadística descriptiva. Como resumen de los resultados obtenidos se consignan en la Tabla 1 los valores mínimo, máximo y medio de concentración de nitratos en el agua subterránea y otros parámetros que facilitan el análisis del comportamiento de este elemento.

Previamente fueron excluidas del conjunto seis muestras, cuyo elevado tenor las separaba del resto de la población estudiada.

Tal como se desprende de esta información se detectaron valores mínimos de 1,8 mg/l y máximos de hasta 35,8 mg/l en el contenido de nitratos del agua freática. En términos de valor medio, debe notarse la similitud entre las cuencas del Napostá Grande y Sauce Chico, así como el menor valor de la cuenca del Napostá Chico, hecho que parcialmente podría atribuirse al resultado de un procesamiento de un número menor de muestras.

Siguiendo la metodología propuesta por Lepeltier (op. cit.), se efectuó el análisis estadístico destinado a la identificación de las concentraciones de background del área. Se construyó para ello el histograma de frecuencia y de frecuencias acumuladas, considerando una distribución lognormal como es habitual en estudios de este tipo (Tabla 2 ).

A partir de la representación gráfica de la curva de frecuencia acumulativa (Figura 2) se han estimado los valores del background (b) y el desvio geométrico (s) que se leen en la recta de Lepeltier como: (b) = valor medio = frecuencia correspondiente al 50 % ; (b + 2 s ; b - 2s) = frecuencia correspondiente al 95 % .

Resulta así un fondo geoquímico de 12.6 mg/l, valor que se encuentra dentro de los rangos de concentración natural de nitratos calculados en otras regiones del mundo.

En el acuífero del Terciario detrítico de Madrid (López Vera, 1981) se determinó un fondo general 10 mg/l al que se le asignó un origen biológico y/o geológico. En Irlanda las determinaciones de nitratos llevadas a cabo por el Servicio Geológico (Adwell y Burdon, 1986) alcanzaron concentraciones menores a los 13 mg/l, en el 67% de las muestras; en la ex-Alemania del Oeste, en el 80% de los casos del agua subterránea utilizada la concentraciones de nitratos están por debajo de los 20 mg/l (Matthes, 1982).

El estudio efectuado en la vecina cuenca del arroyo Chasicó (Rossi et al., op. cit.) reveló un fondo geoquímico característico de 22 mg/l de concentración de nitratos para el agua subterránea del acuífero freático. La causa de ello se atribuyó a la presencia de suelos espesos con alto contenido de materia orgánica y a las continuas prácticas agrícolas que contribuyen a reducir el escurrimiento superficial e inducir una mayor infiltración del agua de lluvia. El agua infiltrada arrastraría en solución los nitratos acumulados en la zona no saturada, incorporándolos al agua subterránea. Este proceso es frecuente en áreas agrícolas con suelos con alta permeabilidad y abundante contenido de nitratos (Wall et al., 1990) como son los que caracterizan la franja periserrana de la región.

El mapa de la Figura 1 muestra la distribución del ión nitrato en el agua subterránea del acuífero freático en la región periserrana de la vertiente occidental de las sierras Australes. Las concentraciones van desde un mínimo de 1 mg/l hasta un máximo de 100 mg/l. La distribución espacial muestra una ligera tendencia a presentar los valores más pequeños ligados con el borde de afloramientos. Este patrón se repite en las diferentes cuencas muestreadas. Se interpreta esta circunstancia como una carencia de materia orgánica en el suelo, a causa del pobre desarrollo edáfico al pie de la sierra.

La correlación estadística entre el total de sólidos disueltos (TSD) o el ión cloruro versus el ión nitrato es muy baja (0,19 y 0,14 respectivamente), lo que indica una diferencia en los mecanismos y fuentes de aporte de solutos para cada especie. Tampoco se encontró una relación entre la profundidad de los pozos muestreados y el contenido de nitratos. Los resultados muestran una notable variabilidad de la concentración en función de la profundidad probablemente a causa de las variaciones litológicas condicionantes de los dos procesos de transporte de los nitratos, e.g. la dispersión y advección.

El límite superior (b + 2s) de la curva de frecuencia acumulativa de muestras se toma convencionalmente como nivel de threshold (t) por encima del cual los valores son considerados anómalos. En la práctica t se lee directamente como la abcisa de la intersección de la línea de distribución con la ordenada del 2,5 %. Resulta así un valor de threshold de 41 mg/l para el área de estudio. Valores por encima del threshold pueden ser considerados como evidencia de contaminación del agua (Langmuir, op. cit.).

Como queda reflejado en el mapa de la Figura 1, en sólo 6 de los puntos de agua muestreados el contenido en nitratos supera el valor de treshold . Se ha comprobado que estos puntos son el resultado de la presencia de pozos negros y corrales para el ganado en inmediaciones de las captaciones de agua, cuyos vertidos ingresan a éstas contaminando el agua, ya que se trata de pozos cavados y sin brocal.

El nitrógeno es un elemento muy abundante en la atmósfera y en la biosfera. Se manifiesta tanto en forma orgánica como inorgánica, con gran movilidad de algunos compuestos, con facilidad para formarlos y de características muy diversas como el nitrógeno al estado de gas (N2), nitritos (NO2), nitratos (NO3), amonio (NH4), amoníaco (NH3), y otros iones complejos procedentes de vertidos industriales.

Por su incidencia en la contaminación del agua de los acuíferos, el nitrato es la forma que más preocupa, ya que se mueve libremente a través del acuífero, contrastando con el ión amonio que pasa con cierta rapidez a fase de intercambio.

Las fuentes de procedencia del nitrato en el suelo son: a) aporte de agua de lluvia de formas nitrogenadas, b)fenómeno de nitrificación, que es el paso de formas amoniacales (orgánicas o minerales) a formas nítricas, c) fenómeno de nitratación, que es el paso de formas nitrosas a nítricas, previo paso de formas amoniacales a nitrosas (nitrosación). Este proceso, al igual que el anterior, es estrictamente bacteriano y d) abonos que contienen nitratos.

En general, el aporte de nitrato derivado del agua de lluvia en condiciones naturales, frente a los demás términos de entrada del balance, es inapreciable y la concentración media de la recarga procedente de la infiltración del agua de lluvia tiene entonces un efecto de dilución en el perfil no saturado.

De acuerdo con la composición de la precipitación atmosférica global (Berner y Berner, 1996 en Langmuir, 1997, pp 278) el contenido de nitratos para la lluvia continental es de 0,37 a 1, 3 mg/l. En EEUU la mayor parte del territorio registra valores de 0,5 a 1 mg/l de NO3 ^- . El nitrógeno aportado al acuífero por el agua de lluvia en la región de Vitoria-Gasteiz (País Vasco) es de 2,79 mg/l de NO3 ^- , promedio anual. (Sanchez et al., 1994). Guimerá (1998) menciona aportes de entre 31 y 44 kg NO3 ^- / ha, para la zona del Maresme, al norte de Barcelona, España.

A los fines estimar el aporte de nitratos del agua de lluvia en el área de trabajo, se han considerado un rango de valores mínimo, medio y máximo de 0,5, 1,5 y 3 mg/l. Teniendo en cuenta cuenta los términos del balance hidrológico para la cuenca del Napostá Grande se llega al siguiente resultado: mínimo: 3,6 kg/ha ; medio: 10,8 kg/ha y máximo: 21,6 kg/ha .

Otro término de entrada de nitrógeno al terreno es por mineralización y nitrificación. Los restos de vegetales incrementan el valor por aumento del contenido de materia orgánica en el suelo y por ello los excedentes de agua en zona no saturada pueden lixiviar nitratos para transportarlos al acuífero. Kreitier y Jones (1991) reportaron concentraciones extremadamente altas de nitratos en el agua subterránea, promedio de 250 mg/l NO3 ^- , proveniente de la disolución de nitrato, producto de la oxidación de materia orgánica del suelo. A veces más del 85% del nitrógeno de los suelos procede de la reserva orgánica de los mismos. Pero para ello es necesario su paso a nitrógeno mineral, formas NO3 ^- en épocas de mayor temperatura, o formas NH4 ⁺ , en épocas más frías o de estadios más jóvenes de la planta.La transformación de amonio a nitrato se incrementa a temperatura de suelo superior a los 10 ^o C, a partir de la primavera (CAST, 1985).

Mediciones de nitrato en el agua del suelo en la cuenca superior del arroyo Napostá Grande registran concentraciones superiores a 100 mg/l. Si se tiene en cuenta que el muestreo se efectuó en una parcela experimental, donde desde hace más de cuatro años no se aplica fertilizante, sería razonable inferir que el nitrato proviene de la mineralización de la materia orgánica acumulada a lo largo del tiempo. Al respecto, las mediciones de materia orgánica en las parcelas experimentales, en el horizonte A, varían entre 2,5 a 5,1%. Según Schepers y Martin (1986), en un suelo con 1% de materia orgánica en el horizonte superior se puede esperar una mineralización de 50 kilogramos de nitrógeno/ha por año.

En Europa, las prácticas agrícolas tradicionales aplican entre 2.000 y 2.500 kg/ha/año de fertilizantes, de éstos más de la mitad corresponden a abonos nitrogenados bajo las formas de amoníaco, nitrato amónico, nitrato cálcico, fosfato amónico, etc. El equivalente en nitrógeno aplicado en cereales y forrajeras es de alrededor de 200 kg/ha/año, cantidad muy superior a las observadas en el área de estudio.

En la región de estudio el fertilizante más utilizado es la urea, compuesto orgánico de nitrógeno (NH2 ⁺ , grupo amida). Algunos establecimientos agropecuarios que llevan a cabo tareas agrícolas sistematizadas, desde hace más de 20 años aplican en cultivos de cereales y forrajeras alrededor de 50 kg/ha por siembra, aunque esta modalidad no es constante para la región.

Adriano et al. (1972, en CAST, 1985) estimaron que se requiere de 10 a 50 años para que la práctica de fertilización afecte la concentración del agua subterránea. Prat (1978, en CAST 1985), halló que la concentración de nitrato en el agua subterránea bajo áreas de cultivo irrigadas es de 25 a 30 mg/l, sólo cuando las cantidades aplicadas exceden los valores considerados como eficientes. Meinsinger (1976, en CAST,1985) calculó que con una recarga promedio de alrededor de 500 mm, en Long Island, N.Y., con aplicaciones de 62,5 kg/ha el exceso de nitrógeno que no puede tomar el cultivo ocasiona una recarga de 44 mg/l de nitrato en el agua subterránea.

El nitrógeno en su forma de anión nitrato tiene una muy elevada solubilidad y es susceptible de ser lavado por el agua de infiltración y arrastrado hacia los acuíferos. El tiempo medio de tránsito (t) que un contaminante conservativo como el nitrato necesita para atravesar la zona no saturada (Custodio, 1994) está en función directa de la profundidad del nivel freático (H) y de la retención de humedad del perfil del suelo (mr ), e inversamente proporcional al valor medio de la recarga anual (R) : t = H x mr /R .

Para fijar el orden de magnitud del tiempo que tarda el agua nitratada en llegar al nivel de saturación se dan en la Tabla 3 los valores de espesor de la zona no saturada y de humedad de retención reconocidos en la región. Se asume una recarga anual de 16,5 % de la precipitación media (721 mm). El cálculo es válido para un flujo de tipo pistón.

Como se puede ver los valores encontrados se asemejan a los anteriormente mencionados en la bibliografía. En el área de trabajo la profundidad media a la que se encuentra el nivel freático superan en poco más los 15 metros de profundidad.

El fondo geoquímico o abundancia natural del nitrato hallado en el agua de la freática del ambiente periserrano de la vertiente occidental de las sierras Australes parece indicar un origen natural de dicho anión. No se observan evidencias de contaminación difusa provenientes del aporte de fertilizantes en los suelos.

La disolución del nitrógeno mineralizado proveniente de la oxidación de la materia orgánica del suelo constituye la fuente más importante de nitratos al acuífero freático. Se considera poco significativo el aporte de nitratos a partir del agua de lluvia.

La ausencia de un patrón en la distribución del nitrato en el agua subterránea se interpreta como el resultado de: a) cambios espaciales en la edafización del suelo y en consecuencia diferentes contenidos de materia orgánica que pasan a nitrógeno mineralizado, posteriormente lixiviado y transportado en profundidad, b) la carencia de nitrógeno geológico en la formación acuífera y la dilución de los nitratos provenientes de la recarga en tránsito por parte del flujo subterráneo. No se descarta la influencia de la heterogeneidad litológica en profundidad sobre los mecanismos de transporte de los nitratos en la zona saturada, i.e. dispersión-convección.

Se han detectado muy pocos casos de contaminación puntual de origen antrópico, que se deben a la precariedad de las captaciones.

A la Secretaría de Ciencia y Tecnología de la UNS y al CONICET por el apoyo económico otorgado para la realización de este trabajo.

TRABAJOS CITADOS EN EL TEXTO

Aldwell, R., Burdon, D. y Sherwood, M., 1986. Impact of agriculture on groundwater in Ireland.

Impact of agricultural activities on ground water, Intern. Contrib. to Hydrog. V 5 :243-261.

Bonorino, A. G., 1991. Evaluación de la recarga de agua subterránea en el área de la vertiente occidental de las sierras Australes, Provincia de Buenos Aires. Revista de la Asociación Geológica Argentina, 46 (1-2): 93-102.

Bonorino, A. G., 1994. Geohidroquímica de la lluvia en la región del suroeste bonaerense. Revista de la Asociación Geológica Argentina, 49 (1-2):93-98.

Bonorino, G., Panarello, H., Carrica, J. y Albouy, R., 1996. Isótopos estables y dinámica del acuífero freático de la vertiente occidental de las Sierras Australes. XIII Congreso Geológico Argentino, Actas IV:409-416.

Carrica, J., Rossi, P., Albouy, R. y Bonorino, G., 1994. Hidroquímica del agua subterránea del sector pedemontano de la vertiente occidental de las Sierras Australes, prov. de Buenos Aires. 3ras. Jornadas Geológicas Bonaerenses, Actas :159-164. La Plata.

Bremner, J. y Keeney, R., 1996. Analysis of different forms of nitrogen in soils. :5 exchangeable ammonium, nitrate and nitriteby extration distillation methodology. Soil Sciens American Proceeding, Vol. 30: 577-582.

Cappannini, D., Scoppa, C. y Vargas Gil, J., 1970. Suelos de las sierras Australes bonaerenses.

Reunión sobre la geología de las sierras Australes bonaerenses, Provincia de Buenos Aires. Actas : 203-234. CIC, La Plata.

CAST, 1985. Council for Agricultural Science and Technology. Report No. 103. 61p.

Custodio, E., 1994. Posibles procesos de contaminación agrícola de aguas subterráneas en el área de Doñana (Huelva). Análisis y Evolución de la Contaminación de las Aguas Subterráneas, T II :283-308, AIH.

Druffus, J.H., 1983. Toxicología ambiental. Edic. Omega, Barcelona. 173 pp.

DYMAS, 1974. Contribución al mapa hidrogeológico de la provincia de Buenos Aires. Zonas de Bahía Blanca y Norpatagónica. CFI (inédito).

Fetter, C.W., 1992. Contaminant hydrogeology. Prentice Hall, N.J. 458 pp.

Guimera, J., 1998. Anomalously high nitrate concentrations in ground water. Ground water, Journal A.G.W.S.E. 36 (2) :275-282.

Hounslow, A. W. , 1995. Water quality data, Analysis and interpretation. Lewis Pub. 397 pp.

Langmuir, D., 1998. Aqueous environmental geochemistry. Prentice Hall, N.J. 600 pp.

Lepeltier, C., 1969. A simplified statistical treatment of geochemical data by graphical representation. Economic geology, Vol. 64:538-550.

Lopez Vera, F., 1981. Contaminación por compuestos nitrogenados de origen múltiple, de las aguas subterráneas de Madrid. Jornadas I sobre análisis y evolución de la contaminación de aguas subterráneas en España, Tomo I :137-141.

Kreitier, CH. y Jones, D., 1991. Natural soil nitrate: The cause of the nitrate contamination of ground water in Runnels County, Texas, in Nitrate in ground water: an antology, National Ground Water Association Pub.

Matthess, G., 1982. The properties of groundwater. J. Wiley Pub. 463 pp

Mercado, A., Kahanovitch, J., Nissenbaum, A., Kaufman, A., y Gilboa, Y., 1978. Possible use of geochemical and isotopical investigations of groundwaters as a means for oil and gas prospection. Tahal Rep. 01/78/07 (in Hebrew).

Orihuela, D., Gonzalez, A., Romero, E. y Garrido, R., 1998. Evolución temporal de las formas nitrogenadas (nitrito, amonio, nitrato) en suelos cultivados. Progresos en la investigación en zona no saturada, : 289-300. Universidad de Huelva, España.

Rosenthal, E., 1987. Chemical composition of rainfall and groundwater in recharge areas of the best Shean–Harod multiple acuifer system, Israel. Journal of Hydrology, 89 (3/4) :329-352.

Rossi, P., Lexow, C. y Bonorino, G., 1992. Los nitratos en el agua subterránea de la cuenca superior del arroyo Chasicó. 3ras. Jornadas Geológicas Bonaerenses, Actas:201-206.

Sanchez Perez, J., Antiguedad, I., Arrate, I., Ruiz, M. y Morell, I., 1994. La zona no saturada y la contaminación por nitratos de las aguas subterráneas en el acuífero cuaternario de Vitoria-Gasteiz

(País Vasco). Investigación en la zona no saturada,: 53-66. Universitat Jaume I, Castellón, España.

Schepers, J. y Martin, D., 1986. Public perceptions of ground water quality and the producers dilemma.Proceedings of the Agricultural Impacts on Ground Water Conference: 399-411.

Wall, D., McGuire, S. y Magner, J., 1990. Nitrate and pesticide contamination of ground water in the Garvin Brook area of southeastern Minnesota: sources and trends.Ground Water

Management.A journal for rapid dissemination of ground water research.Number1:113-128.