Artículos

 

Fenómenos de dilución y autodepuración de un vertido de aguas residuales urbanas en un ecosistema litoral: El caso del estuario del Río Iro (suroeste de España)

 

Dilution and autodepuration processes in a coastal system affected by urban wastewater discharges: Case study of the Iro River estuary (southwestern Spain)

 

A. Acevedo-Merino*, C. Garrido-Pérez, E. Nebot-Sanz and D. Sales-Márquez

 

^* Facultad de Ciencias del Mar y Ambientales Centro Andaluz Superior de Estudios Marinos (CASEM) Universidad de Cádiz Pol. Río San Pedro, s/n 11510, Puerto Real, Cádiz, España. * E-mail: asuncion.acevedo@uca.es

 

Recibido en junio de 2003;
aceptado en octubre de 2003.

 

Resumen

En este artículo se estudian e identifican los procesos de dilución y autodepuración que ocurren en un estuario de gran influencia mareal afectado por el vertido de una estación de tratamiento de aguas residuales urbanas. Para ello se han realizado tres estudios en diferentes estaciones climatológicas, cada uno de los cuales contó con dos experiencias realizadas en paralelo: caracterización del estuario y ensayos de microcosmos. En ambas experiencias se ha estudiado el comportamiento de diversos parámetros fsicoquímicos y microbiológicos. Del estudio microbiológico se han obtenido valores T₉₀ para los grupos bacterianos de coliformes fecales (CF) y estreptococos fecales (EF). En el estuario, el proceso de dilución fue identificado como el proceso de reducción de microorganismos más importante obteniéndose T₉₀ de 12.2-40.8 y 11.7-53.5 minutos para CF y EF, respectivamente. En los microcosmos, los procesos de autodepuración por efecto de la salinidad fueron los de mayor importancia obteniéndose T₉₀ de 3.1ó42.6 y 4.6-54.8 horas para CF y EF, respectivamente. El grupo de CF fue identificado como el más sensible ante los procesos de autodepuración, siendo EF el más resistente a las condiciones adversas del medio acuático.

Palabras clave: estuario, patógenos, nutrientes, autodepuración, T₉₀.

 

Abstract

Dilution and autodepuration processes in an estuary of strong tidal regimen affected by sewage from a wastewater treatment plant have been studied and identified. To differentiate between both processes, three evaluations were made during different seasons. Two tests were developed in parallel during each evaluation: characterization of the estuary and microcosm trials. In both tests, the evolution of diverse microbiological and physicochemical parameters were examined. From the microbiological results, T₉₀ for the faecal coliform (FC) and faecal streptococci (FS) bacterial groups were obtained. In the estuary, dilution was identified as the most important microorganism reduction process, with T₉₀ of 12.2-40.8 and 11.7-53.5 minutes for FC and FS, respectively. In the microcosm trials, salinity was the main autodepuration factor, with T₉₀ of 3.1-42.6 and 4.6-54.8 hours for FC and FS, respectively. The FC group proved to be the most sensitive bacteria to autodepuration processes and FS the most adaptable to the adverse conditions of the aquatic environment.

Key words: estuary, nutrients, pathogens, autodepuration, T₉₀.

 

Introducción

En la actualidad, la contaminación de las aguas costeras por aguas residuales urbanas es un problema ambiental primordial de ámbito mundial (NRC, 1993; Steets y Holden, 2003). En la Unión Europea, la Directiva 91/271/CEE (DOCE, 1991) establece las obligaciones y directrices que deben seguir los Estados Miembros respecto a la depuración de las aguas residuales urbanas, los parámetros fisicoquímicos de control de la depuración y las concentraciones permitidas de éstos en el vertido a cualquier medio acuático receptor. Esta normativa establece limitaciones en las medidas tradicionales de materia orgánica (DBO y DQO) y el contenido de sólidos en suspensión, y en caso de que los vertidos se realicen a cuerpos de agua con riesgo de eutrofización se deben controlar además el contenido de nitrógeno y fósforo. Otros contaminantes importantes, tales como los contaminantes biológicos, quedan fuera del control administrativo. Los vertidos de aguas residuales urbanas contienen un gran número de patógenos que pueden comprometer usos tan importantes de las aguas receptoras como, por ejemplo, para el desarrollo de la vida acuática y las actividades recreativas.

Cuando se produce un vertido en un medio acuático se produce una rápida reducción en la concentración de microorganismos y otros contaminantes, que aumenta a medida que nos alejamos del foco del vertido. Esta disminución puede ser debida a dos causas fundamentales: dilución por procesos de mezcla y autodepuración del medio receptor. Para el caso de microorganismos la autodepuración se debe principalmente a los factores: salinidad, radiación solar, temperatura, variaciones del pH, presencia de sustancias tóxicas, competencia de nutrientes y depredación (McFeters y Stuart, 1972; Mitchell y Chamberlin, 1974; Ayres, 1977; Anderson et al., 1979; Fujioka et al., 1981; McCambridge y McMeekin, 1981; Scheuerman et al., 1988; El-Sharkawi et al., 1989; Solic y Krstulovic, 1992; Alkan et al., 1995; Gabutti et al., 2000; Yang et al., 2000). Con relación a los contaminantes fisicoquímicos, la autodepuración se debe a procesos como precipitación, transformación de unos compuestos en otros, adsorción sobre partículas, etc.

En el presente artículo se muestran los resultados obtenidos a partir de una serie de experiencias de campo y de laboratorio realizadas en diferentes épocas del año y diseñadas con el objeto de diferenciar los procesos de eliminación de microorganismos por dilución y por autodepuración en un medio receptor costero afectado por un vertido de aguas residuales urbanas. Para ello se han seleccionado como indicadores de contaminación fecal los grupos de coliformes fecales (CF) y estreptococos fecales (EF). Ambos grupos han sido incluidos tradicionalmente en diferentes normativas para el control de la calidad de aguas receptoras de vertidos y estudios de sostenibi-lidad de diferentes usos del agua.

 

Material y métodos

Este estudio se ha realizado en un ambiente costero de marismas situado en el suroeste de la Península Ibérica. El sistema está formado por una red de pequeños caños cada uno de los cuales desemboca en un canal central denominado caño Sancti-Petri (fig. 1). La zona de estudio se localiza concretamente en el estuario del Río Iro. Éste es un río de carácter estacional con un caudal de agua insignificante exceptuando en los meses de fuertes precipitaciones. Durante gran parte del año, el estuario del río se comporta como un brazo de mar fuertemente condicionado por la onda de marea de régimen semidiurno. En esta situación la columna de agua alcanza una altura media en pleamar de aproximadamente 1.5 a 2 m, mientras que en bajamar la lámina de agua es inferior a 20 cm en el centro del caño. En la cabecera del estuario se produce el vertido de una instalación que trata las aguas residuales de la población de Chiclana de 100,000 habitantes-equivalentes. Una vez producido el vertido, las aguas residuales se diluyen a lo largo del estuario de longitud de 4.5 km. Los procesos de dilución del vertido están muy limitados debido a la morfología y el régimen mareal de la zona.

Para determinar y diferenciar los procesos de dilución y autodepuración del vertido en el estuario se realizaron conjuntamente dos tipos de experiencias: (1) caracterización de las aguas del estuario y (2) ensayo de microcosmos. Ambas experiencias se realizaron en tres estaciones climatológicas distintas: primavera, otoño e invierno.

Para la caracterización del estuario se seleccionaron seis estaciones de muestreo. La estación Iro 1 se localiza exactamente en el punto donde se produce la primera mezcla del vertido de aguas residuales urbanas con el medio receptor. Las estaciones Iro 2 a Iro 5 están dispuestas a lo largo de los 4.5 km de recorrido del río hasta su desembocadura en el caño de Sancti-Petri en donde está ubicada la estación Iro 6.

Durante la pleamar y desde una embarcación neumática se realizó la toma de muestra de la estación Iro 1 (t = 0) para la caracterización de la mezcla del vertido con el estuario. Al mismo tiempo se tomó un gran volumen de agua de este punto y se almacenó en un recipiente rectangular de superficie 500 cm² y altura 50 cm, que permite almacenar un volumen máximo de 250 L. Esta muestra se denominó Mic 1. El microcosmos así constituido simula la estación Iro 1 durante el transcurso de todo el ensayo y por tanto nos permite estudiar la velocidad con que los microorganismos mueren por los efectos conjuntos de la radiación solar y salinidad. Posteriormente, la embarcación se deslizó aguas abajo del vertido a la misma velocidad de la corriente hasta la próxima estación de muestreo donde se tomó muestra del estuario (Iro 2) y del microcosmos (Mic 2). Este procedimiento se repitió hasta completar todas las estaciones del estuario. El muestreo del microcosmos se continuó varios días situando las muestras en un lugar próximo al estuario en condiciones de radiación solar y climáticas similares.

La determinación de los parámetros microbiológicos se realizó mediante el procedimiento de filtración por membrana e incubación en medio nutritivo y a temperatura adecuada (APHA-AWWA-WPCF, 1992).

En general se asume que el número de bacterias que permanece en un ambiente determinado transcurrido un tiempo t, se ajusta a una ecuación derivada de la Ley de Chick: Nt = N₀ x e^-kt, donde t es el tiempo de contacto, N, es el número de bacterias que permanece después del tiempo de contacto y N₀ es el número de bacterias en el tiempo cero. La constante de velocidad de desaparición/inactivación (k, min¹) de cada grupo bacteriano puede expresarse como la pendiente de la línea log(Nt/N0) frente al tiempo t sin intercepto. A partir de estas expresiones se define T90 como el tiempo requerido en la desaparición/inactivación del 90% de los microorganismos iniciales.

La caracterización fisicoquímica consistió en la determinación de la temperatura del agua, pH, salinidad, oxígeno, amonio y fosfatos. La determinación analítica del amonio se realizó mediante el método colorimétrico del azul de indofenol (Grasshoff et al., 1983; IOC, 1983). El contenido en fosfatos se determinó mediante el método colorimétrico del ácido ascórbico (Grasshoff et al., 1983; IOC, 1983; APHA-AWWA-WPCF, 1992).

 

Resultados y discusión

Comportamiento del vertido ante la mezcla estuárica

Una vez producido el vertido de aguas residuales urbanas, éste se diluye con el agua del estuario. La mezcla resultante fluye hacia la desembocadura del estuario produciéndose gradualmente una mayor dilución, promovida por la mezcla turbulenta con las aguas del estuario. Para estudiar estos procesos de mezcla y el comportamiento de las variables de estudio ante la misma se ha utilizado el modelo descrito por Boyle (1974) basado en las propiedades conservativas de la salinidad. Representando los valores de cada variable frente a la salinidad se obtuvieron las curvas de mezcla así como el comportamiento de cada compuesto químico o cada grupo microbiológico ante la mezcla estuárica. La figura 2 muestra el comportamiento promedio de las tres experiencias. Tanto para los grupos microbianos como para las variables amonio y fosfato se observa un comportamiento no conservativo con pérdida frente a la mezcla estuárica. Procesos descritos por otros autores tales como depredación, influencia de la radiación solar, efecto de la salinidad y sedimentación, pueden actuar conjuntamente y producir un descenso en la población de microorganismos superior a la producida por dilución. En estudios previos de caracterización de este estuario se determinaron niveles muy elevados de pigmentos fotosintéticos y de saturación de oxígeno por encima del 95% (Acevedo, 2001). Muchos autores han identificado al amonio como la forma más asimilable de nitrógeno para los productores primarios (Wetzel, 1983; Harris, 1986). En un medio tan oxidante, el amonio evoluciona rápidamente a las formas oxidadas de nitrógeno, esto es, a nitritos y nitratos. La pérdida de amonio ante la mezcla estuárica se explica en base a la acción conjunta de los procesos biológicos y químicos descritos anteriormente. Respecto al fósforo, la pérdida ante la mezcla se justifica con procesos biológicos de incorporación por parte de productores primarios presentes en el estuario.

Evolución temporal de la concentración de microorganismos en el estuario y en el microcosmos

Durante la primera hora de los microcosmos los procesos de autodepuración son insignificantes, produciéndose un leve decaimiento de las poblaciones ante las condiciones adversas del medio receptor. Una vez transcurrida esta etapa, aumenta gradualmente la mortalidad o inactivación en las poblaciones de bacterias hasta la desaparición total de ambos grupos (CF y EF) entre los 3 y 7 días. En el estuario se produce un rápido e intenso descenso en la concentración de los microorganismos, haciendo patentes procesos de dilución más acusados en las experiencias I y III realizadas en mareas de coeficiente medio-alto (0.62 y 0.73 respectivamente). En ellos, el descenso de concentraciones fue más notorio que en la experiencia II realizada bajo condiciones de coeficiente de marea muerta de 0.33.

Cálculo de T₉₀

En las tablas 1 y 2, y en la figura 3 se muestra la evolución temporal de las variables microbiológicas y fisicoquímicas en el estuario y el microcosmos. La tabla 3 resume los diferentes valores de T90 obtenidos en el estuario y el microcosmos. Para la aplicación del modelo se han considerado el conjunto de estaciones del estuario o de muestras del microcosmos cuya concentración de microorganismos fuese superior o igual a 10%, más la inmediatamente inferior. Respecto a la resistencia de los grupos bacterianos ante los factores que intervienen en la autodepuración, los valores de T90 obtenidos corroboran las conclusiones de otros autores acerca de la mayor resistencia del grupo EF respecto al CF (Paoletti et al., 1978; Burton et al., 1987; Del Vecchio, 1994; Gabutti et al., 2000).

En el estuario se obtienen valores de T90 entre 12.2 y 40.8 min para CF y entre 11.7 y 53.5 min para EF. Estos resultados son comparables con los obtenidos para Escherichia coli por Beaudeau et al. (2001) en ríos de condiciones morfológicas e hidrológicas similares al Río Iro. Steets y Holden (2003) modelan el decaimiento de CF en una laguna costera y en la zona de mezcla con las aguas costeras. Los valores de la constante de primer orden k que obtienen en experiencias realizadas en verano coinciden con el rango primavera-otoño de este estudio.

Calculadas las constantes de primer orden k en el microcosmos, correspondientes exclusivamente a procesos de autodepuración, se han calculado los porcentajes de autodepu-ración que corresponden a los valores de T90 en el estuario (tabla 4). Sólo un pequeño porcentaje del decaimiento de la población se debe a procesos de autodepuración, lo que corrobora que los procesos de dilución son los que predominan en el estuario. En sistemas acuáticos de gran influencia mareal, estos procesos están muy condicionados por la onda de marea. Se han representado los valores de T90 del estuario de las tres experiencias frente a los coeficientes de marea (CM). Los resultados indican una fuerte dependencia lineal de acuerdo a las siguientes expresiones:

Estas expresiones son independientes de la concentración de microorganismos en el medio receptor, por tanto, permiten establecer un control continuo de la capacidad de depuración del estuario en función de las condiciones de marea. La experiencia II, realizada con un coeficiente de marea de 0.33, representa prácticamente la peor situación de depuración del estuario puesto que coeficientes inferiores a éste son muy inusuales en la zona de estudio. Considerando que, con este coeficiente de marea, el flujo de la corriente fue de 1.21 m s^-1 y los valores de T90 en el estuario, se obtiene que la concentración de microorganismos procedentes del vertido de aguas residuales urbanas ha disminuido en 90% a unas distancias de 2962 y 3884 m para CF y EF, respectivamente. Si la distancia del estuario es de 4500 m, se puede concluir que en las peores condiciones de marea se produce una depuración efectiva de los microorganismos antes de que éstos salgan del estuario. Por tanto, el vertido de aguas residuales hacia el estuario no supone un riesgo para la zona recreativa situada en la playa de Sancti Petri, ni para las granjas acuícolas que se alimentan de las aguas del caño Sancti Petri.

En el microcosmos, donde sólo se producen procesos de autodepuración, los valores de T90 obtenidos son considerablemente superiores a las del estuario. Para CF, los valores oscilan entre 3.1 y 42.6 h, periodos similares a los obtenidos por Gabu-tti et al. (2000). En el caso de EF los valores de T₉₀ oscilaron entre 4.6 y 54.8 h, los cuales fueron inferiores a lo obtenidos por el citado autor. Con el objeto de determinar el efecto de la salinidad sobre las poblaciones microbianas, se han representado los valores de T90 del microcosmos frente a la salinidad media obteniéndose una relación lineal inversa de acuerdo con las conclusiones obtenidas por algunos autores (El-Sharkawi et al., 1989; Gabutti et al., 2000; Yang et al., 2000). Los altos coeficientes de correlación indican que la salinidad es uno de los factores principales en los mecanismos de autodepuración de estos grupos de microorganismos:

 

Agradecimientos

Los autores del presente trabajo agradecen al Ayuntamiento del Municipio de Chiclana de la Frontera (Cádiz, España) la financiación de este trabajo.

 

References

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