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

1 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.

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

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).

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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 bio-reactividad 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

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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 15N 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 15N 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 15N 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: