XXX CONGRESO INTERAMERICANO DE INGENIERÍA SANITARIA Y AMBIENTAL 26 al 30 de noviembre de 2006, Punta del Este - Uruguay ASOCIACIÓN INTERAMERICANA DE INGENIERÍA SANITARIA Y AMBIENTAL - AIDIS

MONITORIZACIÓN DE AGUAS URBANAS VERTIDAS POR EMISARIOS SUBMARINOS EN UN TRAMO DE LA COSTA MEDITERRÁNEA ESPAÑOLA NOMBRE DE LOS AUTORES (1)

César Mösso Aranda Laboratori d’Enginyeria Marítima – Centro Int. para la Investigación de los recursos Costeros, Universitat Politècnica de Catalunya Lic. en Oceanología (1993) en la Universidad Autónoma de Baja California, México. Doctorado (2004) en la Universitat Politècnica de Catalunya (UP C). Profesor en la UPC. Mas de 50 publicaciones (artículos en revista, conferencias internacionales e informes técnicos y de investigación). Joan Pau Sierra Laboratori d’Enginyeria Marítima – Centro Int. para la Investigación de los recursos Costeros, Universitat Politècnica de Catalunya. Alina Pascual Laboratori d’Enginyeria Marítima – Centro Int. para la Investigación de los recursos Costeros, Universitat Politècnica de Catalunya. Miguel Rodilla Instituto de Ingeniería del Agua y del Medio Ambiente, Universidad Politécnica de Valencia. Inmaculada Romero Instituto de Ingeniería del Agua y del Medio Ambiente, Universidad Politécnica de Valencia. Silvia Falco Instituto de Ingeniería del Agua y del Medio Ambiente, Universidad Politécnica de Valencia. Dirección (1): Lab. d’Enginyeria Marítima-CIIRC, Universitat Politècnica de Catalunya, Campus Nord, Mòdul D1 c/ Jordi Girona 1-3 – Barcelona, Barcelona, 08034 - España - Tel.: (+34) 93-401-6471 - Fax: (+34) 93-401-18-61 - e-Mail: [email protected] RESUMEN Las aguas costeras y estuáricas son habitualmente utilizadas para el vertido de aguas residuales que contienen grandes cantidades de nutrientes y contaminantes que se pueden acumular a lo largo del tiempo y que degradadan la costa. En las localidades de Cullera y Gandía, (costa Valenciana) además, ha habido un cambio del estado trófico (de oligotrófico a eutrófico). Cullera es una bahía somera limitada al norte por el cabo Cullera y abierta por el sur (donde se encuentra el río Júcar y el emisario submarino). Gandía es una costea abierta cuyo emisario se encuentra localizado aprox. a 1.5 km de la costa, frente al puerto de la ciudad. Para la monitorización de los vertidos de los emisarios, se realizaron 9 campañas de campo para Cullera y 5 para Gandía, donde se midieron algunos parámetros físicos y bioquímicos de la calidad del agua, además del viento y corrientes. Los resultados muestran que la eutrofización y el deterioro ambiental en Cullera son mayores que en la costa de Gandía, debido a la presencia del cabo Cullera que ejerce un efecto barrera importante para los nutrientes y contaminantes aportados por el emisario y por el río. PALABRAS CLAVE Eutrofización, campañas de campo, monitoreo ambiental, desarrollo sostenible, calidad del agua.

INTRODUCCIÓN El diseño óptimo de los emisarios submarinos para verter aguas residuales al mar sigue enfrentando problemas aún no resueltos, algunos de carácter general, y otros que tienen que ver con problemas específicos de la zona receptora. En términos generales, se puede decir que el diseño óptimo de los emisarios submarinos se basa fundamentalmente en dos grandes aspectos: hidrodinámica y comportamiento de los diversos organismos patógenos aportados por las aguas residuales. Los estudios hidrodinámicos se centran en los principales mecanismos involucrados en los procesos de dispersión mediante percepción remota (e.g. Ferrier & Anderson, 1996) o uso de trazadores (e.g. Sherwin et al., 1997). El modelado numérico de estos procesos se centra en la simulación del campo cercano (e.g. Davison & Pun, 1998; Matos et al., 1998) con modelos numéricos como el CORMIX o el JETLAG, y campo lejano con modelos tridimensionales en costas (Rodríguez et al., 1995, Sánchez-Arcilla et al., 1998, Mestres et al., 2006). Los estudios del comportamiento de organismos patógenos se centran en el modelado de su dispersión una vez han llegado al medio marino (e.g. Connolly et al., 1999), la estimación del T-90 (Aral et al., 1995), los procesos de desinfección natural (Yang et al., 2000), o la participación de las distintas fuentes de patógenos y la distribución de los organismos derivados de los emisarios (e.g. Cupul et al., 2006). No obstante, uno de los efectos mas importantes que se derivan de los vertidos de aguas residuales urbanas al medio marino a través de los emisarios y al que se le ha prestado poca atención, es la contribución de dichas aguas a los procesos de eutrofización de las aguas litorales. La razón de ello es que en la mayor parte de los mares del mundo, el nutriente limitante del crecimiento de las poblaciones fitoplanctónicas (y por lo tanto determinante en los procesos de eutrofización) es el nitrógeno, por lo que el problema generado por aportes derivados de los vertidos urbanos sea de una importancia relativamente menor. Sin embargo, en el mar Mediterráneo es distinto, ya que en algunos casos, el nutriente limitante es el fósforo, por lo que su control es fundamental para limitar los procesos de eutrofia. Debido a la gran presión antropogénica que se ejerce sobre el litoral Mediterráneo (principalmente por la explotación turística) los vertidos de aguas residuales en muchas ocasiones superan la capacidad de dilución del tramo litoral en cuestión. Esta situación es especialmente crítica en el litoral del Ovalo Valenciano, donde se han producido cambios importantes en los ecosistemas costeros debido a la eutrofización (Soler & González del Río, 1996; Mösso et al., 2002) producida por los vertidos de aguas urbanas. Para el desarrollo sostenible de esta zona, que es de gran importancia turística y ecológica, el vertido de las aguas residuales al medio marino que garantice el buen estado de salud de las aguas costeras, se debe optimizar con políticas medioambientalmente adecuadas. Este objetivo debe basarse en el conocimiento de los principales procesos relacionados con el origen, transporte y destino de los nutrientes y contaminantes. ZONA DE ESTUDIO Los emisarios estudiados se encuentran localizados en la costa Mediterránea Valenciana, concretamente en las ciudades de Cullera y Gandía (figura 1). Se trata de un ambiente micromareal, donde el oleaje es poco energético (en el 2002, el oleaje excedió 1 metro de altura sólo el 10% del tiempo), por lo que el principal mecanismo impulsor de las corrientes marinas es el viento (Mösso et al., 2006). Ambas localidades están fuertemente influenciadas por las descargas de sus emisarios submarinos. Estas descargas (figura 2), al igual que la dinámica costera, tienen a su vez un comportamiento altamente dependiente de la estación del año. El desarrollo de las actividades turísticas (casi masivas) en este área, que va acompañado con el aumento (entre 5 y 6 veces) en el número de habitantes de ambas ciudades costeras durante la estación estival, da lugar a un incremento espectacular de la cantidad de aguas residuales urbanas que se vierten al medio marino. El papel de los nutrientes aportados por los emisarios submarinos en los procesos bioquímicos se extiende a un área bastante extensa desde la zona de los vertidos, dando lugar a procesos de eutrofización y, ocasionalmente “blooms” de algas (figura 3).

Figura 1: Zona de Estudio.

Figura 2: Zona de Estudio.

Figura 3: “Blooms” de algas en las playas de Cullera.

METODOLOGÍA Para la monitorización de la calidad del agua en ambos casos, se han realizado una serie de medidas de campo en la bahía de Cullera y en las proximidades del emisario submarino de Gandía (figura 1) que permitan caracterizar y entender mejor la dinámica física y bioquímica de la zona y poder calibrar y validar las simulaciones numéricas de un modelo hidrodinámico y un modelo de dispersión lagrangiana (Mestres et al., 2003), con el fin de prever las consecuencias del aporte de grandes cantidades de nutrientes bajo distintas condiciones ambientales. Las medidas consistieron en: (i) Perfiles de CTD: Salinidad (medida indirectamente por medio de la conductividad del agua), temperatura del agua y profundidad con un CTD Tipo Seabird 25 y con un Hydrolab con una sonda multiparamétrica capaz de medir temperatura (entre -5 a 50ºC, con una precisión de ± 1%), conductividad específica (entre 0 y 100 mS/m, con una precisión de ± 1%), potencial hidrógeno (pH) (entre 0 y 14 unidades con una precisión de ± 0.2 unidades), potencial REDOX (entre -999 y 999 mV, con una precisión de ± 20 mV), oxígeno disuelto y profundidad (entre 0 y 100 m con una precisión de ± 0.1 m). (ii) Muestras de agua (recolectadas con dispositivos diseñados especialmente para ello) para su posterior análisis en laboratorio (Laboratorio de Tecnologías del Medio Ambiente, Universidad Politécnica de Valencia). Una vez muestreada, el agua es introducida en botellas y refrigerada para ser llevada inmediatamente al laboratorio, llegando al mismo en un tiempo no mayor a 10 horas después de su recolección. Ya en el laboratorio, estas muestras son divididas en varias partes proporcionales por medio de distintos procedimientos de conservación (dependiendo en el parámetro a ser determinado) siguiendo las recomendaciones de la APHA (1998). Los parámetros a determinar en el laboratorio son salinidad, cloruros, sólidos en suspensión, clorofila a, amonio, nitratos, nitritos, fósforo soluble reactivo, fósforo total disuelto, fósforo total, silicatos, demanda biológica de oxígeno, y patógenos bacterianos (coliformes fecales y totales, así como estreptococos fecales). (iii) Muestras de sedimento (núcleos tomados mediante buceo y dragas introducidas desde la superficie del mar). Los parámetros a medir en el sedimento son la demanda de oxígeno del sedimento, materia orgánica, nitrógeno total y fósforo total. (iv) Corrientes oceánicas, medidas con dos correntímetros fondeados a 7 y 10 metros de profundidad (en el caso de Cullera) y un ADP (en el caso de Gandía) para obtener las condiciones de contorno en el dominio de estudio. (v) Condiciones de viento, velocidad y dirección para calcular las tensiones de viento como mecanismos impulsores de las corrientes que transportan los nutrientes y contaminantes aportados por los emisarios submarinos. En el caso de la bahía de Cullera se realizaron un total de 9 campañas en el periodo comprendido entre junio del 2002 a junio del 2003. En el caso de Gandía, se han realizado 5 campañas entre abril del 2005 a mayo del 2006. RESULTADOS Para monitorizar los procesos de eutrofización y degradación ambiental en este tramo de la costa valenciana, es necesario caracterizar tanto los parámetros físicos y bioquímicos de la calidad del agua, como los mecanismos impulsores del transporte de contaminantes y nutrientes en el medio marino. Se ha puesto especial énfasis en los resultados de Cullera, puesto que los datos obtenidos en Gandía se encuentran todavía en proceso. Campo de viento e hidrodinámico Las medidas de viento mostraron que, a pesar de detectarse variaciones estacionales importantes, este tiene un marcado carácter de brisas diarias. La mayor parte de las medidas indican que el viento viene de tierra (principalmente entre WSW y NW) y del mar (principalmente entre ENE y SE). Por su parte, el análisis del campo hidrodinámico muestra que las corrientes tienen una fuerte componente N – S (con aportaciones prácticamente

nulas en la dirección E – W para la bahía de Cullera) y NNW – SSE (para Gandía), lo que sugiere que las corrientes presentan un fuerte “efecto condición de contorno”, es decir, que están totalmente influenciadas por la orientación de la línea de orilla y las isolíneas batimétricas (figura 4).

Figura 4: Rosa de viento y corrientes marinas en las proximidades del emisario submarino de Cullera. Distribución de la salinidad La distribución de la salinidad es un buen indicativo de la distribución espacial de los nutrientes (nitritos, nitratos, ácido ortosilícico y fósforo total), ya que guardan una relación inversa (estas contribuciones tienen menor salinidad, pero un mayor contenido de nutrientes). Los perfiles verticales de salinidad en las proximidades de los emisarios muestran que los vertidos generan una pluma claramente limitada, donde las menores concentraciones se localizan en las proximidades de los emisarios, aumentando con la distancia al punto de vertido. Los mayores gradientes de salinidad se presentan dentro del primer metro de la columna del agua. Del análisis de la distribución general de salinidad en la bahía de Cullera es posible distinguir 3 áreas perfectamente diferenciadas. La primera se encuentra en las proximidades de los emisarios, donde los gradientes de salinidad superficial son más evidentes, con valores que oscilan entre 35 ‰ hasta 37 ‰ en 2.3 km aproximadamente. Esta zona presenta las mayores desviaciones estándar de los valores de salinidad obtenidos durante las campañas. La segunda zona, cercana al cabo Cullera, que muestra valores esporádicos de baja salinidad, lo que probablemente se deba a contribuciones puntuales de posibles fosos ilegales y filtraciones del sistema de drenaje. La tercera zona se encuentra en la parte central de la bahía de Cullera, donde continuamente se presentan los valores más altos de salinidad (por encima de 37 ‰ (y los menores valores de la desviación estándar), lo que indica que la parte central de la bahía de Cullera está fuertemente influenciada por aguas más profundas y menos afectada por los aportes del emisario. En lo que se refiere a Gandía, la única diferenciación observada con respecto al agua de mar, es la zona de influencia del emisario, donde se presenta la pluma con los menores valores de salinidad. Distribución de clorofila a y nutrientes En general, las mayores concentraciones de clorofila a observadas durante las campañas se corresponden con las menores concentraciones de salinidad. La tendencia observada para la clorofila es que su concentración disminuye con el incremento de la salinidad. En el caso concreto de Cullera, es interesante señalar que ocasionalmente esta tendencia se invirtió en las proximidades del cabo Cullera, debido a que la hidrodinámica local, que sigue la orientación de la línea de orilla, induce a que el cabo ejerza un efecto barrera (Mestres et al., 2006), lo que favorece la acumulación de la clorofila en esta zona (figura 5). Las 3 concentraciones de clorofila oscilaron entre 0.29 mg/m en aguas abiertas con menor 3 influencia de los vertidos, y 3.82 mg/m en las proximidades del emisario.

Las máximas concentraciones de nitratos se encuentran en las proximidades del emisario, (figura 6a). El análisis de los valores de concentración de nutrientes nitrogenados muestran una relación inversa con la concentración de salinidad, y una correlación positiva con el contenido de clorofila (figuras 6b y 7). En el caso del amonio (NH4) se observa una tendencia similar (lo que a menudo es un indicativo de deshechos orgánicos de origen antropogénico, como aguas residuales urbanas o drenajes agrícolas). Es interesante señalar que la regla de la relación inversa no es aplicable al amonio, ya que es una de las formas de compuestos nitrogenados que tiene mayores entradas y salidas en su ciclo, con mas fuentes y con mas tendencia a reaccionar, es decir que su distribución está gobernada no solamente por la estructura salina, sino también por el origen de los aportes y por la presencia de contribuciones bentónicas en la parte norte de la bahía de Cullera. Por lo tanto, la distribución de NH4 puede variar, dependiendo del proceso dominante. La tendencia general observada para la clorofila a es una correlación positiva con el amonio y nitratos, excepto para la campaña 4 de Cullera, donde el comportamiento de la clorofila a con el amonio es inverso (figuras 7 a, b). Los grupos observados son principalmente formas de agua dulce, que se aprovechan de las altas concentraciones de nutrientes, y que disminuyen su población con el contacto con el agua de mar (al incrementarse la salinidad) debido al choque salino y a la relación inversa de la salinidad con los nutrientes. 4342000 ECOSUD2 Chlorophyll a 4341000

4340000

4339000

4338000

4337000

4336000 736000

737000

738000

739000

740000

741000

742000

743000

Figura 5: Distribución de clorofila superficial en la bahía de Cullera. 300

4342000

Ecosud 2 Salinity-Nitrate Diagram

Nitrates 250

4340000

200

N it ra te s (µ M )

Latitude [utm]

Ecosud 5 4341000

4339000

150

4338000

100

4337000

50

4336000 736000

0

737000

738000

739000

740000

Longitude [utm]

741000

742000

0

5

10

15

20

25

30

35

40

Salinity ‰

Figura 6: Distribución de nitratos y su relación inversa con la salinidad en la bahía de Cullera.

220

5 Clorophyll vs. Ammonium and N itrates Eco 8 C lorophyll-Ammonium Eco8 C lorophyll-Nitrates Eco8

200

C lorophyll-Nitrates Eco8 Linear Fit C lorophyll-Ammonium Eco8 Linear Fit

180

Clorophyll-Ammonium Ec o4 Linear Fit Clorophyll-N itrates Eco4 Clorophyll-N itrates Eco4 Linear Fit

4

160

A m m o n iu m - N itr a te s (µ M )

A m m o n iu m - N itr a te s (µ M )

Clorophy ll vs. Ammoni um and N itrates Ec o 4 Clorophyll-Ammonium Ec o4

140 120 100 80 60

3

2

1

40 20 0

0 1

2

3

4

5

6

Clorophyll

7

8

9

10

0

3

6

9

12

15

Clorophyll

Figura 7: Distribución de la clorofila vs. amonio y nitratos. CONCLUSIONES El tramo costero estudiado (bahía de Cullera y Gandía) es un claro ejemplo de un ambiente costero altamente impactado y contaminado. El área estudiada ocasionalmente presenta severos problemas de calidad del agua. La monitorización de la eutrofización y la calidad del agua se realizó a partir de estudios de campo de los principales mecanismos impulsores y de los parámetros constituyentes de la calidad del agua con el fin de identificar la naturaleza de los mecanismos de transporte, origen y sumidero de los nutrientes. El análisis general del campo de vientos en este tramo de la costa Valenciana presenta un marcado patrón de brisas diarias. Esta situación provoca que los vertidos de las aguas residuales queden atrapados cerca de la costa (en particular cuando el viento sopla hacia tierra). Esto se puede corroborar con la distribución de la salinidad observada en las proximidades de los emisarios, donde se observan siempre los menores valores. Es interesante notar que en caso de Cullera, los valores de salinidad presentan las mayores desviaciones estándar, producidas probablemente por aportes del río Júcar. Con respecto al campo hidrodinámico, las medidas en las proximidades de los emisarios (que se encuentran muy cerca de la línea de orilla), presentan una dirección predominante que sigue el contorno rígido de la costa (N - S en el caso de Cullera y NNW - SSE en el caso de Gandía). Esto es particularmente importante en el caso de Cullera, ya que los contaminantes provenientes del emisario submarino (dado que en su trayecto ascendente a la superficie habrá un proceso de mezcla), serán transportados a lo largo de las playas recreativas y serán afectados por la presencia del cabo Cullera (efecto barrera) bajo cualquier velocidad del viento, contribuyendo decisivamente al carácter de “sumidero” de nutrientes que presenta la bahía de Cullera. La distribución especial de la salinidad es un buen indicativo de la distribución espacial de los nutrientes y contaminantes (salvo para el amonio, que en algunos casos no es así), dado que su relación es inversa. Esto es aplicable también para la distribución de la clorofila a, principalmente en lo que se refiere a los nutrientes nitrogenados, ya que estos nutrientes tienen una correlación positiva con la clorofila. En este contexto, los máximos valores de nutrientes en la bahía de Cullera se encuentran en las proximidades de las playas recreativas, donde se presentan los máximos valores de concentración de clorofila (fortaleciendo la hipótesis del transporte y distribución de los nutrientes y contaminantes a lo largo de las playas). Finalmente, la acumulación de la clorofila en las playas cercanas al cabo Cullera sugiere el efecto barrera y sumidero de nutrientes que este ejerce, lo que provoca que los problemas de contaminación y eutrofización sean mayores en Cullera que en Gandía (que es un tramo costero abierto), a pesar de que ésta última ciudad es mas grande y vierte un mayor volumen de aguas residuales urbanas.

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS 1.

2.

3.

4.

5. 6.

7.

8.

9.

10.

11.

12.

13.

14. 15.

16.

th

APHA, 1998. Standard methods for the examination of water and wastewater. 20 edition. American Public Health Association, American Water Works Association, Water Environment Federation, Washington, USA. ARAL, N., GONULLU, M. T., SARAL, A. 1995. Estimation of T-90 and bacterial die-off rate values in the Antalya Bay of Turkey. Journal of Environmental Science & Health, Part A: Environmental Science & Engineering & Toxic & Hazardous Substance Control. 30(10):2255-2262 CONNOLLY, J. P., BLUMBER, A. F., QUADRINI, J. D. 1999. Modeling fate of pathogenic organisms in coastal waters of Oahu, Hawaii. Journal of Environmental Engineering-ASCE. 125(5):398-406 CUPUL, L., MÖSSO, C., SÁNCHEZ-ARCILLA, A., SIERRA, J. P., FERMAN, J. L., ROMERO, I., FALCO, S. 2006. Bacteriological Distribution of the Seawater in the Bay of Cullera, Spain. Revista Ciencias Marinas 32(2a), 311-318. DAVIDSON, M. J., PUN, K. L. 1998. Hybrid model for Prediction of Initial Dilutions from Outfall Discharges. Journal of Hydraulic Engineering-ASCE. 124(12):1188-1197 FERRIER, G., ANDERSON, J. M., 1996. The application of Remote-Sensing data in the study of effluent dispersal in the Tay Estuary, Scotland. International Journal of Remote Sensing. 17 (18): 3541-3566 MATOS, J., MONTEIRO, A., COSTA, P., NEVES, R., BETANCOURT, A., FRAZAO, A., SANTOS C. 1998. Wastewater difussion in the Estoril Coast: Theoretical calculations and field studies. Water Science and Technology. 38(10):337-344 MESTRES, M., SIERRA, J.P., SÁNCHEZ-ARCILLA, A., GONZÁLEZ DEL RÍO, J., WOLF, T., RODRÍGUEZ, A., OUILLON, S. 2003. Numerical simulation of the Ebro river plume. Scientia Marina, 67 (4):379-391. MESTRES, M., SÁNCHEZ-ARCILLA, A., SIERRA, J.P., MÖSSO, C., TAGLIANI, P., MÖLLER, O., NIENCHESKI, L. F. 2006. Coastal bays as a sink for pollutants and sediments. Journal of Coastal Research (in press). MÖSSO, C., SÁNCHEZ-ARCILLA, A., SIERRA, J. P., MESTRES, M., GONZÁLEZ, D., GONZÁLEZ DEL RÍO, J. 2002. Tools for a sustainable development of estuaries in coastal areas. Proc. International Workshop on Beaches in the Mediterranean and Black Sea pp. 155-164 MÖSSO, C., SIERRA, J. P., MESTRES, M., CUPUL, L., FALCO, S., RODILLA, M., SÁNCHEZARCILLA, A., GONZÁLEZ DEL RÍO, J. 2006. The influence of topography on wind-induced hydrodynamics in Cullera Bay. Journal of Coastal Research (in press). RODRIGUEZ, A., SÁNCHEZ-ARCILLA, A., REDONDO, J. M., BAHÍA, E., SIERRA, J. P. 1995. Pollutant dispersión in the nearshore region: modelling and measurement. Water Science and Technology. 32: 169-178 SÁNCHEZ-ARCILLA, A., RODRIGUEZ, A., MESTRES, M. 1998. A three-dimensional simulation of pollutant dispersion for the enar and far field in coastal waters. Journal of Marine Environmental Engineering. 4:217-243 SHERWIN, T.J., JONAS, P.J., SHARP, C., 1997. Subduction and dispersion of a buoyant effluent plume in a stratified EnglishBay. Mar. Pollut. Bull. 34 (10), 827–839 SOLER, E., GONZÁLEZ DEL RÍO, J. 1996. Spatial variations of Phytoplankton Community Structure in a Highly Eutrophicated Coast in the Western Mediterranean Sea. Water Science & Technology. 32(9-10):313-322 YANG, L., CHANG, W. S., HUANG, M. N. L. 2000. Natural disinfection of wastewater in marine outfall fields. Water Research. 34(3):743-750