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Transcripción

EVALUACIÓN DE LOS APORTES DE
NUTRIENTES DE LA DEPURADORA DE
SANTA MARÍA DE PALAUTORDERA
SOBRE LA DINÁMICA DEL RÍO
TORDERA
Alba Blesa Esteban
BECA AMBIENTAL DEL AYUNTAMIENTO DE SANTA MARIA
DE PALAUTORDERA 2010
Evaluación de los aportes de nutrientes de la depuradora de Sta. Mª de Palautordera sobre la dinámica del río Tordera
INTRODUCCIÓN
Este documento engloba la síntesis del estudio realizado en el tramo del río
Tordera a su paso por el municipio de Santa María Palautordera, tras recibir las aguas
residuales tratadas de la depuradora urbana que abastece a los municipios de San Esteve
y Santa María de Palautordera.
A pesar de que la depuradora funciona óptimamente, resulta inevitable (por limitaciones
tecnológicas y económicas) que el efluente de la depuradora contribuya a incrementar
las cargas de nutrientes, en particular, nitrógeno y fósforo, dado que la calidad del agua
en esta zona de la cuenca es relativamente elevada y por tanto es susceptible de verse
alterada por entradas de nutrientes adicionales.
El objetivo del estudio radicaba en examinar cómo afectan los aportes de la depuradora
sobre el funcionamiento del río, en particular, sobre su capacidad de autodepuración. El
conocimiento sobre la respuesta del río frente a las variaciones en los aportes de la
depuradora, asociados a su funcionamiento, permite estimar cuál es el acoplamiento
entre ambos sistemas. Esta información es relevante para desarrollar estrategias de
gestión integradas (depuradora y río) con la finalidad de maximizar la retención y
eliminación del exceso de nutrientes derivados de la actividad urbana y así reducir la
probabilidad de que se den condiciones de eutrofia en el ecosistema fluvial receptor.
Para ello, se analizaron datos de los últimos diez años de la calidad del efluente y del río
Tordera obtenidos durante los últimos diez año por diversas entidades regionales y
autonómicas (por ejemplo, de la Agencia catalana del Agua). También se examinaron
los datos mensuales de variaciones longitudinales de concentración de nutrientes aguas
abajo de la entrada de la depuradora para el periodo 2001-2002 y se compararon con
datos mensuales para el periodo 2010-2011 que fueron obtenidos durante este estudio.
En los siguientes apartados se exponen los resultados de este trabajo. También se
indican algunas estrategias de gestión, derivadas del conocimiento adquirido, para
reducir el efecto de las entradas del efluente de la depuradora sobre la capacidad
funcional del río y, en general, la calidad de estos ecosistemas. Estas estrategias se
basan en la estrecha interacción observada entre el funcionamiento de la depuradora y el
del río, y por tanto apuestan por un enfoque de integración que considere ambos
ecosistemas (depuradora y río) conjuntamente.
Este trabajo ha sido supervisado por la Dra. Eugènia Martí, científico titular del CSIC
en el Centre d’Estudis Avançats de Blanes (CSIC), en donde también se han realizado
los análisis de las muestras obtenidas durante este estudio. La realización de este trabajo
ha sido posible gracias a la beca otorgada a Alba Esteban por el ayuntamiento de Santa
Maria de Palautordera. El proyecto ISONEF (Plan Nacional I+D del ministerio de
Ciencia e Innovación, ref: CGL2008-05504-C02-02/BOS) liderado por la Dra. E. Martí
ha contribuido también a financiar este trabajo.
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PRINCIPALES CONCLUSIONES
1. En los últimos 10 años, las concentraciones de nutrientes, especialmente el
nitrógeno inorgánico disuelto en forma de amonio, en el efluente de la depuradora
han disminuido considerablemente. Esto puede ser debido a mejoras en el
funcionamiento de la planta dirigidas a la eliminación de este elemento. Sin
embargo, el volumen de agua vertido al río por la depuradora ha incrementado de
forma notable, posiblemente como consecuencia del crecimiento demográfico del
municipio.
Figura 1. Evolución temporal del caudal y de la concentración de nitrógeno en forma de nitrato y de amonio
y de fósforo del efluente de la depuradora de Santa María de Palautordera en los últimos 11 años. Datos
proporcionados por la depuradora (junio 2000- abril 2011). Las líneas de puntos reflejan las tendencias que
han seguido cada una de las variables estudiadas. El gráfico también indica el margen óptimo de
concentración de fósforo (2 ppmP) y de las formas de nitrógeno (15 ppmN).
Según podemos ver en la figura 1, la tendencia que siguen las concentraciones de las
dos formas de nitrógeno inorgánico disuelto (nitrato y amonio) en el efluente es
decreciente. Esto evidencia una mejora de los procesos de eliminación del nitrógeno en
la depuradora. Aun así, la ausencia de un tratamiento terciario de las aguas residuales en
esta planta podría explicar la elevada variabilidad intra e interanual de las
concentraciones de nitrógeno en el efluente, que son especialmente relevantes para el
amonio.
A diferencia de las concentraciones de nutrientes, el caudal de vertido de la depuradora
ha experimentado un incremento durante este periodo. Esto hace que la carga total de
nutrientes (concentración por caudal) vertidos al río se mantenga e incluso incremente
durante este periodo. Por tanto, a pesar del esfuerzo invertido en la mejora del proceso
de eliminación de nutrientes en la depuradora, el efecto en cuanto a carga de nutrientes
del efluente sobre el río parece no haber variado en este periodo. Es por ello que es
importante considerar no sólo los niveles legales de concentración de nutrientes de los
efluentes de depuradoras si no también los flujos de vertido y el efecto que estos tendrán
en el río receptor en función del caudal que éste tenga.
2. Por el contrario, tanto el régimen hidrológico (es decir la variación de
caudal) como la concentración de nitrógeno y fósforo del río Tordera a su paso por
Santa María de Palautordera no han mostrado tendencias considerables a lo largo
de estos últimos 10 años. No obstante, se observa una marcada variabilidad
temporal entre años y dentro de cada año, debido al carácter mediterráneo de este
río.
El caudal del río Tordera, tanto antes de la depuradora como después de recibir el
efluente de la planta de tratamiento, muestra un patrón temporal muy distinto al del
efluente de la depuradora (figura 2). El caudal del río está asociado a una estacionalidad
climática con máximos en primavera y otoño debido a los episodios de lluvias.
Teniendo en cuenta que el caudal de la depuradora ha incrementado en estos últimos
años y no parece estar sujeto a variaciones estacionales, es evidente que la contribución
relativa de la depuradora al caudal de la Tordera va en aumento y puede ser muy
importante sobre todo durante el verano cuando el caudal del río es muy bajo. En
concreto, durante los años de extrema aridez, la depuradora puede contribuir al 100%
del caudal de la Tordera aguas abajo de su entrada al río. En estas condiciones, las
características químicas del río y su funcionamiento están totalmente sujetas al
funcionamiento de la depuradora. Esta situación no es única de este sitio de estudio, si
no que es común en ríos de régimen mediterráneo que drenan cuencas con elevada
actividad urbana. No obstante, este estudio claramente ilustra la elevada variabilidad
temporal de los efectos de las entradas de depuradoras en ríos con un régimen
hidrológico irregular.
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Figura 2. Evolución temporal de los caudales medidos en las estaciones de la Llavina (cod. ACA
140001000) y la estación situada entre la depuradora de Santa María de Palautordera y la depuradora de
Sant Celoni (cod. ACA 3051764). Los datos de la estación de St. Celoni han sido completados con datos
de la estación T05 de la diputación de Barcelona (www.diba.es).
3. En todas las fechas de muestreo (2010-2011), se ha observado un efecto
importante del efluente de la depuradora sobre la concentración de nutrientes del
río receptor. En concreto, el efluente de la depuradora resulta ser una fuente
importante de nitrógeno (básicamente en forma de amonio) y, en menor extensión,
de fósforo al río. Esto, a su vez, modifica la disponibilidad relativa de nitrógeno
frente a fósforo. Tanto el incremento de concentraciones de nutrientes como la
variación relativa de su disponibilidad pueden influenciar a las comunidades del
río receptor y a su capacidad de autodepuración.
La depuradora no sólo incrementa la cantidad de nutrientes del río, sino que modifica la
relación entre ellos. No obstante, al comparar los valores actuales con la situación de
hace 10 años, vemos que estos cambios han disminuido. Esto puede ser debido a las
mejoras en la eliminación de nutrientes por parte de la depuradora. Sin embargo, los
episodios de altas concentraciones de amonio en el efluente que siguen ocurriendo con
una cierta frecuencia pueden llegar a ser un problema importante dado que
concentraciones elevadas de amonio pueden tener efectos muy negativos sobre las
comunidades fluviales.
Es interesante indicar que no sólo la concentración de nutrientes sino su proporción
relativa puede ser importante para el funcionamiento (y, sobre todo, la capacidad de
retención de nutrientes) del río. Esto es debido a que las comunidades necesitan de
diferentes nutrientes para su desarrollo en unas ciertas proporciones, y, por tanto, los
desequilibrios químicos en la disponibilidad de distintos nutrientes, especialmente
aquellos que son limitantes pueden tener consecuencias sobre la estructura y el
funcionamiento de los ecosistemas.
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4. Los aportes de la depuradora condicionan las concentraciones de amonio y,
en menor extensión, las de fósforo. No obstante, las elevadas concentraciones de
nitrato del río receptor están controladas por otras fuentes de nutrientes que
operan aguas arriba de la entrada de la planta de tratamiento.
La depuradora de Santa María de Palautordera es la primera planta de tratamiento que
vierte sus aguas en el río Tordera tras su nacimiento en las cumbres del Montseny. Por
esto, los aportes al río por parte de esta depuradora son muy importantes dado que
condicionan la química de la Tordera aguas abajo a la vez que modifican las
comunidades del río. A medida que el curso del río va atravesando el resto de
municipios de la cuenca, éste se va enriqueciendo en nutrientes y, por tanto, su
capacidad para retenerlos se va modificando. De esta manera, las características del río
Tordera en su desembocadura en Blanes es el resultado de los aportes de la cuenca
(determinados en gran medida por la actividad humana) y la capacidad del río para
transformar y retener estos aportes.
La intensa tradición agrícola del interior de la cuenca del río Tordera propicia que las
cantidades de nitratos recibidas por vía subsuperficial sean muy elevadas; los
fertilizantes que, a día de hoy, se usan para mejorar la producción de cultivos, percolan
en el suelo, llegando a las aguas subterráneas, que finalmente acaban en el río. Estas
fuentes difusas son muy difíciles de controlar. En el caso de la Tordera, las
concentraciones relativamente elevadas de nitratos antes de la entrada de la depuradora
indican que el aporte está asociado a prácticas agrícolas en la cuenca y, por tanto, la
mejora de estas condiciones pasa por una gestión del los usos del territorio y no por una
mejora en las características funcionales de la depuradora. Por el contrario, la regulación
de los episodios de concentraciones elevadas de amonio puede ser gestionada a partir
del funcionamiento de la depuradora, dado que ésta parece ser la fuente principal de esta
forma de nitrógeno inorgánico disuelto al río.
5. Los patrones longitudinales en la concentración de nutrientes del tramo de
estudio muestran que la actividad biótica del río ejerce poca influencia sobre la
entrada y transporte de fósforo. Por el contrario, el río muestra una gran bioreactividad para el nitrógeno. El río actúa de sumidero del amonio proveniente de
la depuradora, siendo éste mayoritariamente transformado a nitrato. Los
resultados obtenidos para el periodo 2010-2011 son coherentes con los observados
para el periodo 2001-2002.
El estudio de las variaciones de las concentraciones de nutrientes a lo largo del tramo
fluvial nos permite estimar la capacidad de retención de nutrientes por parte del río. La
variación longitudinal de la concentración de nutrientes en el río está sujeta a la
combinación entre los procesos de retención y de mineralización. Por tanto, si las
concentraciones disminuyen a lo largo del tramo, podemos concluir que el río se
comporta como un sumidero de nutrientes; mientras que si las concentraciones
incrementan a lo largo del tramo, debemos asumir que el río se comporta como una
fuente de nutrientes para los sistemas situados aguas debajo de la depuradora. Además,
el estudio de la variabilidad temporal de estas variaciones longitudinales permite
detectar las regularidades temporales en esta capacidad de procesado del río a la vez que
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permite evaluar la influencia de los aportes de la depuradora sobre este procesado. Los
datos promedio de los muestreos mensuales para el periodo 2010-2011 indican que los
aportes de la depuradora inciden sobre las concentraciones de amonio y, en menor
medida, sobre las de fósforo (figura 3). Por el contrario, la concentración de nitrato no
se ve afectada por la entrada del efluente al río, como se ha indicado en los apartados
anteriores. Además, se observa que, de manera consistente a lo largo del año, la
concentración de amonio se reduce rápidamente a lo largo del tramo. Esto es fruto de la
actividad biológica de los microorganismos fluviales, que muestran una preferencia por
asimilar amonio rápidamente. Asimismo, el amonio del río puede ser transformado a
nitrato mediante un proceso de nitrificación mediado por los microorganismos fluviales.
Este proceso parece ser importante en este sitio de estudio dado que a lo largo del tramo
se observa que la concentración de nitrato incrementa de manera consistente a lo largo
del tramo coincidiendo con la disminución de la concentración de amonio (figura 3).
Contrariamente a la elevada reactividad del río frente a las entradas de nitrógeno, los
aportes de fósforo no muestran ningún patrón consistente a lo largo del tramo de
estudio, lo que apunta a que los procesos de retención y mineralización del fósforo
deben estar compensados. Estos resultados son coherentes con los observados hace diez
años, lo que sugiere que a pesar de los cambios en las características del efluente
durante este periodo, las comunidades de organismos fluviales están adaptadas a
procesar el exceso de amonio que reciben de las depuradoras. Estos patrones
longitudinales también permiten evaluar la distancia de río que se ve afectada por los
aportes de la depuradora. En este caso, el río tiende a transformar los aportes de la
depuradora en menos de 1 km de distancia; no obstante, esta transformación resulta en
un incremento de la concentración de nitrato aguas abajo de la depuradora.
Figura 3. Variación longitudinal de las concentraciones medias (±desviación estándar) de nitrógeno y fósforo
medidas durante el periodo de estudio (agosto 2010-mayo 2011; n=10). La caja gris marca los aportes de
nutrientes de la depuradora. Los puntos ubicados a -150m representan los valores aguas arriba de la depuradora
Teniendo en cuenta la variación temporal de los patrones longitudinales de las
concentraciones de nutrientes, se observa que éstos son más acusados durante las
condiciones de bajo caudal de verano. A menor caudal, existe una mayor interacción
entre los nutrientes de la columna de agua del río y las comunidades desarrolladas en el
lecho del río. Esto incrementa la influencia relativa que ejercen las comunidades del río
sobre los nutrientes y, por tanto, los nutrientes procedentes de la entrada del efluente de
la depuradora son retenidos y transformados en distancias más cortas durante momentos
de bajo caudal y temperatura elevada. Por tanto, aún cuando en verano los aportes
relativos de la depuradora a las concentraciones de nutrientes del río pueden ser
máximos, se evidencia que la actividad biológica del río puede gestionar estos aportes,
contribuyendo a minimizar el efecto de las depuradoras aguas abajo.
6. La combinación de los patrones longitudinales de concentraciones de
nitrógeno con el uso de isótopos estables de este elemento, demostraron ser buenos
trazadores de los procesos involucrados en el procesado del nitrógeno a lo largo del
río, así como del papel que las comunidades microbianas del río tienen en este
procesado. Estos resultados evidenciaron que los ríos afectados por entradas de
depuradoras pueden tener una elevada capacidad de autodepuración mediada por
procesos biológicos, la cual es capaz de regular, en cierto modo, los aportes de
nutrientes de la depuradora.
Como rasgo innovador de este estudio, se utilizó la señal del isótopo estable del
nitrógeno más enriquecido (15N) para ahondar en los procesos involucrados en las
variaciones espaciales de la concentración de nitrógeno, así como para evaluar el papel
de las comunidades microbianas de los ríos en estos procesos. La cantidad ambiental de
15
N es muy baja, no obstante, las concentraciones de nitrógeno de los efluentes de las
depuradoras presentan una proporción elevada de esta señal debido a los procesos
biológicos asociados al tratamiento del agua residual. Esta diferencia en el contenido de
15
N del efluente permite que se pueda seguir la huella de la depuradora en el río aguas
abajo de su entrada. Además, esta señal se puede trazar en las comunidades microbianas
del río, si éstas utilizan el nitrógeno de la columna de agua como fuente de este
elemento. Esto permite evaluar la transferencia del nitrógeno de la depuradora a las
comunidades fluviales y, por tanto, su papel en la regulación del nitrógeno en los ríos
afectados por entradas de depuradoras.
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Figura 4. Esquema de las
relaciones entre la señal isotópica
del agua y del las comunidades
microbianas del lecho del río.
Estas
comunidades
son
importantes reguladores de la
dinámica de nutrientes en ríos. Por
tanto, si las comunidades utilizan
el nitrógeno disuelto en la
columna del agua del río, su señal
de 15N debería ser similar a la del
nitrógeno inorgánico disuelto. En
caso contrario, no debería haber
ninguna relación entre ambas
señales. Además, esta relación se
debe mantener a lo largo del
tramo, independientemente de
variaciones en la señal del
nitrógeno disuelto en el agua fruto
de las reacciones que intervienen
en su transformación.
En nuestro estudio, observamos el incremento en la señal de 15N, en particular del
amonio, aguas abajo de la entrada del efluente de la depuradora. Esto confirma que el
incremento de amonio aguas abajo de la depuradora está causado por ésta. Asimismo, la
variación longitudinal en la señal de 15N en forma de amonio y de nitrato confirma que
existe una transformación del amonio recibido a nitrato (figura 5). Este proceso se
conoce con el nombre de nitrificación y está básicamente mediado por la actividad de
las comunidades microbianas del río (sobre todo bacterias). Finalmente, las señales de
15
N en las comunidades microbianas del río indican que estas utilizan el amonio
derivado de las depuradoras, contribuyendo así a su retención aguas abajo (figura 5).
En conjunto estos resultados sugieren una elevada interacción entre los aportes de las
depuradoras, el funcionamiento del río y su capacidad de regular los nutrientes recibidos
aguas abajo de la entrada de las depuradoras. Por tanto, estos resultados son de gran
importancia para poder plantear estrategias de gestión integrada que tengan en cuenta
tanto el funcionamiento de la depuradora como la respuesta del río frente a los aportes
de las depuradoras para así afrontar de manera eficiente la mejora de la calidad de los
ecosistemas fluviales y de los recursos que estos aportan para la sociedad.
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Figura 5. Variación longitudinal de la señal isotópica de 15N tanto de las formas de nitrógeno inorgánico
disuelto (amonio y nitrato) como de las comunidades microbianas del lecho del río (biofilm). Nótese que
esta señal es superior a la del nitrato y más cercana a la del amonio, lo cual indica un uso preferencial de
estas comunidades para el nitrógeno en forma de amonio (que viene básicamente del efluente de la
depuradora).
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ALGUNAS PROPUESTAS DE GESTIÓN
En base a los resultados obtenidos y las conclusiones del estudio expuestas en la sección
anterior, se proponen una serie de actuaciones sobre la gestión de la calidad del río la
Tordera en este tramo, las cuales contemplan la optimización del ensamblaje funcional
entre el río Tordera y la planta de tratamiento:
•
Evitar los episodios de vertido elevado de amonio por parte de la depuradora.
Esto se puede conseguir manteniendo un buen sistema de aireación en los tanques
biológicos. Estas entradas causan alteraciones en la dinámica del procesado de
nutrientes en el río, lo cual tiene un efecto negativo sobre la carga de nutrientes que es
transportada aguas abajo del río.
•
Aprovechar la característica del tramo receptor del río como “punto caliente” de
nitrificación, y rentabilizar este servicio ambiental, reduciendo los costes en el proceso
de eliminación de nitrógeno inorgánico disuelto dentro de la planta, siempre y cuando
no excedan los límites legales establecidos por las administraciones competentes en la
materia.
No obstante, creemos que la eliminación neta de nitrógeno vía desnitrificación (es
decir, utilización del nitrato como aceptor final de electrones en el proceso de
respiración anaeróbica) en el tramo está limitada por la disponibilidad de fuentes de
materia orgánica lábil. En este sentido, si no se establece un tratamiento terciario de
eliminación de nitrato en la planta, el efluente podría contener una cierta carga de
materia orgánica para facilitar la desnitrificación en el tramo receptor. De todas
maneras, sería recomendable testar experimentalmente nuestra hipótesis antes de
aplicar esta estrategia. No obstante, las estrategias de gestión de la elevada
concentración de nitrato deben ser consideradas a nivel de la actividad en la cuenca y
no sólo del funcionamiento de la depuradora.
•
Mejorar la eficiencia de eliminación de fósforo en la planta, dado que su carga
en el efluente ha aumentado notablemente y que el tramo receptor no muestra una
eficiencia elevada para retener este elemento.
•
Intentar suavizar la variabilidad estacional e intra-anual de los pulsos de los
aportes de caudal y nutrientes de la planta, de forma que sean más graduales, para
facilitar la adaptación de las comunidades fluviales a nuevas condiciones. Esto
reducirá las alteraciones debidas a causas físicas (crecidas episódicas) de las
comunidades del río y favorecerá que las comunidades se puedan acoplar mejor a la
dinámica de funcionamiento de la plantas, siendo su bio-reactividad más constante en
el tiempo y resultando en una autodepuración a nivel de tramo más eficaz y rápida.
•
Adicionalmente a la capacidad funcional del río, se podría crear un ecosistema
de humedales artificiales con macrófitos que parcialmente filtren el efluente antes de
su vertido de forma puntual al río, tamponando la variabilidad temporal del efluente y
reduciendo el impacto asociado a la variabilidad hidrológica, y, también, la carga de
nutrientes que finalmente llega al río.
•
Plantear una serie de estrategias alternativas para el destino del agua de la
depuradora antes de ser vertida al río. Por ejemplo, la reutilización del agua en las
zonas agrarias próximas, para aliviar la presión del incremento de volumen de caudal
vertido sobre el río, que diluye los nutrientes y dificulta la ocurrencia de los procesos
biogeoquímicos dentro del río.
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El estudio ha sido finaciado por:
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