Nota de investigación

 

Distribución bacteriológica en el agua de mar en la Bahía Cullera, España

 

Bacteriological quality of the seawater in Cullera Bay, Spain

 

LA Cupul-Magaña^1,2*, C Mösso-Aranda¹, A Sánchez-Arcilla¹, JP Sierra-Pedrico¹, JL Fermán-Almada², I Romero³, S Falco³

 

¹ Universitat Politècnica de Catalunya, Jordi Girona 1-3, Campus Nord-UPC, Mòdul D-1, 08034 Barcelona, España. * E-mail: lcupul@uabc.mx

² Facultad de Ciencias Marinas, Universidad Autónoma de Baja California, Apartado postal 453, 22800 Ensenada, Baja California, México.

³ Universidad Politécnica de Valencia, Grupo de Evaluación de Impacto Ambiental, Camino de Vera s/n, 46022, Valencia, España.

 

Recibido en enero de 2005;
Aceptado en febrero de 2006.

 

Resumen

Localizada en el Mediterráneo español, la Bahía de Cullera está influenciada por las descargas del Río Júcar y por un emisor submarino que descarga sus aguas residuales justo en la desembocadura del río. En el marco del proyecto ECOSUD se llevaron a cabo cinco campañas de muestreo entre julio de 2002 y abril de 2003, en 11 estaciones distribuidas a lo largo de la costa y en el emisor submarino, para determinar la distribución espaciotemporal de la calidad bacteriológica (coliformes fecales, Escherichia coli y enterococos) del agua de mar con la finalidad de detectar posibles áreas peligrosas para usos recreativos y de baño de las playas de la bahía, según los estándares determinados por la Comisión Ambiental Europea. Los resultados obtenidos muestran que, en general, la zona costera de Bahía Cullera mantiene una buena calidad en sus aguas de baño. Sin embargo, la influencia de las descargas tanto del emisario submarino como del Río Júcar tiene un impacto en la zona costera, donde el aumento de la concentración bacteriológica disminuye la calidad de las aguas, sobretodo en los meses de verano cuando la actividad turística es intensa. El aporte adicional de fuentes esporádicas de contaminación en la zona del Cabo Cullera ocasiona un incremento por encima del valor máximo permisible de concentración de bacterias (2000 UFC 100 mL^-1 para coliformes fecales, 200 UFC 100 mL^-1 para enterococos y 500 UFC 100 mL^-1 para E. coli). Además, tomando en cuenta que el patrón de corrientes está controlado por el régimen estacional de los vientos, la zona norte podría llegar a ser una futura fuente adicional de bacterias contaminantes a las zonas de la playa, que hasta hoy mantienen una buena calidad de agua.

Palabras clave: calidad del agua, indicadores ambientales, Cullera, Río Júcar.

 

Abstract

Cullera Bay, located on the Mediterranean coast of Spain, is influenced by the Júcar River outflow and by an sewage outfall that discharges wastewaters in the vicinity of the river mouth. Within the framework of the ECOSUD project, five sampling campaigns were conducted between July 2002 and April 2003 at 11 stations distributed along the coast of the bay and in the area of the sewage pipe, in order to determine the spatial and temporal distribution of bacteria (faecal coliforms, enterococci and Escherichia coli) in the seawater and thus detect possible dangerous zones for recreational use of the beaches, based on the guidelines established by the European Environmental Commission. In general, Cullera Bay was found to have good water quality; however, the discharges from both the river and sewage outfall affect the coastal zone, the increase in bacterial concentration diminishing the quality of the bathing waters, especially during the summer months when tourism peaks. Moreover, as a result of additional inputs of sporadic sources of pollution in the area of Cape Cullera, the maximum permissible values established for faecal coliforms (2000 CFU 100 mL^-1), enterococci (200 CFU 100 mL^-1) and E. coli (500 CFU 100 mL^-1) were exceeded. Considering that the currents are driven by seasonal winds, the northern area could eventually become an additional source of contaminating bacteria to the beaches that currently have good water quality.

Key words: bathing water quality, environmental indicators, Cullera, Júcar River.

 

Introducción

La degradación de la calidad de las aguas costeras puede tener diversas causas. Aunque posiblemente la principal sea el tratamiento inadecuado de aguas residuales (urbanas, industriales y agrícolas) su vertido en la costa a través de emisores submarinos, y/o por la desembocadura de ríos, rieras y arroyos. Este problema se agudiza en zonas estuarinas y áreas costeras semicerradas como bahías y ensenadas (Justic et al. 1995, Day et al. 1997), donde la excesiva entrada de substancias contaminantes a los cuerpos de agua ha llegado a convertirse en un serio problema de contaminación de las aguas superficiales, subterráneas y marinas en países miembros de la Comunidad Económica Europea (OECD 1993, Aguilera et al. 2001).

Particularmente, Bahía Cullera en la costa valenciana de España, es un ecosistema nerítico donde la calidad de las aguas está fuertemente influenciada por las descargas del Río Júcar y de un emisario submarino próximo a la desembocadura del río. Esta situación se acentúa durante la época estival, ya que se desarrolla un marco de presión debido a la gran afluencia turística, cuando la población aumenta de poco más de 21,500 personas a 150,000 (Pineda et al. 2003). Este aumento de la población genera problemas como el incremento en la demanda hídrica y en la contaminación. En consecuencia, tanto el Río Júcar como Bahía Cullera reciben efluentes con una carga de patógenos importante, que podrían generar riesgos para la salud pública (Metcalf y Stiles 1965, Barrow 1981) y problemas para el uso recreativo y de baño de estas aguas. Este trabajo tuvo como objetivo determinar la distribución espacio-temporal de la calidad bacteriológica del agua de mar con la finalidad de detectar posibles áreas de riesgo para usos recreativos y de baño de las playas de Bahía Cullera, España.

 

Materiales y métodos

Área de estudio

Bahía Cullera está localizada en la costa mediterránea española, entre las coordenadas 39°08' y 39°12' N, y 0°13' y 0°15' O (fig. 1), delimitada al norte por el Cabo Cullera, mientras que se encuentra abierta al mar hacia su parte sur. Entre Cabo Cullera y la desembocadura del río Júcar hay 6 km de costa. La ciudad de Cullera se sitúa en la costa valenciana a sólo 38 km al sur de Valencia, la capital. Su núcleo urbano se extiende en semicírculo en torno a la ladera del Monte de Oro, limitando su desarrollo con la margen norte del Río Júcar y el Mar Mediterráneo.

El caudal máximo del Río Júcar se observa típicamente durante febrero (16 m³ s^-1), mientras que julio y agosto son los meses más secos, con caudales del orden de 4 m³ s^-1. Las aguas del bajo Júcar se caracterizan por sus altas concentraciones de nutrientes (con una abundante cantidad de pesticidas y fertilizantes), debido a la intensa actividad agrícola, así como la gran explotación de los recursos hídricos del río a lo largo de su cuenca y a su uso como vertedero de descargas de aguas residuales (domésticas e industriales) parcialmente depuradas (Mestres 2002, Mestres et al. 2004).

La hidrodinámica dentro de Bahía Cullera está fuertemente influenciada por las condiciones climatológicas locales así como por la presencia del Cabo Cullera. El principal agente impulsor de las corrientes en esta zona es el viento (Mestres 2002).

 

Recolecta y análisis de las muestras

Se realizaron cinco campañas de muestreo entre julio de 2002 y abril de 2003, en 11 estaciones distribuidas a lo largo de la costa, desde la desembocadura del Río Júcar, en la parte sur, hasta el Cabo Cullera, en la parte norte de la bahía, y en la zona del emisor submarino (fig. 1). En todas las estaciones las muestras de agua se tomaron a nivel superficial a excepción de la zona del emisor donde se muestreo a profundidades de 0, -0.5, -1.0 y -5.0 m, utilizando un muestreador de acuerdo a Naudin et al. (2001). Para cada muestra se tomaron 500 mL de agua en botellas de vidrio Pyrex con tapón de rosca, previamente esterilizadas en autoclave a 121°C durante 15 min. Una vez recolectadas, las muestras se mantuvieron refrigeradas hasta su análisis dentro de las primeras 24 h después de la recolección.

Se filtraron 100 mL de muestra para cada grupo de bacterias (coliformes fecales, totales y enterococos) a través de una membrana Whatman estéril (0.45 μm). Las muestras fueron diluidas 10, 100 ó 1000 veces en una solución estéril, conteniendo 0.35 M de PO₄H₂K y 0.39 M de Cl₂Mg·6H₂O a pH 7.2. Los filtros se colocaron en cajas de Petri previamente preparadas con sus respectivos medios de cultivo: agar selectivo para enterococos (para filtración de membrana) según Slanetz y Bartley (1957) (41.5 g en 1 L de agua), y agar Chromocult^® para coliformes (27 g en 1 L de agua), que es un agar selectivo para la identificación simultánea de coliformes totales y Escherichia coli. Las placas para coliformes fecales se incubaron durante 24 h a 41°C, para coliformes totales durante 24 h a 37°C y para enterococos durante 48 h a 37°C. Transcurridos estos tiempos se realizó el recuento de colonias, siendo las de enterococos las de color rojo-rosa e incluso algo pardas, las de coliformes totales y fecales las de color rojo y azul claro verdoso, y las de E. coli las de color violeta-azul oscuro. Escherichia coli se contabilizó como grupo dentro de los coliformes fecales y los resultados se expresaron como unidades formadoras de colonias (UFC) en 100 mL de muestra. No se hicieron réplicas de las muestras.

 

Resultados

Durante la campaña del 9 de julio de 2002, la distribución espacial de las coliformes fecales presentó un comportamiento caracterizado por valores cercanos a las 200 UFC 100 mL^-1 en la mayoría de las estaciones de muestreo; sin embargo, en la región más alejada del emisor, en Cabo Cullera (estación 1), los valores se incrementaron alcanzado un valor de 1785 UFC 100 mL^-1 (fig. 2a). En la siguiente campaña (24 de julio de 2002) los valores no sobrepasaron las 200 UFC 100 mL^-1 incluso en la estación 1 (30 UFC 100 mL^-1). En agosto 5 la distribución mostró valores por debajo de las 100 UFC 100 mL^-1 en todas las estaciones a excepción de la estación 1 donde, de nuevo, el valor de las bacterias se incrementó a 406 UFC 100 mL^-1. En el muestreo del 4 de septiembre de 2002, la distribución de las coliformes fecales no mostró valores por encima de las 100 UFC 100 mL^-1 en la mayoría de las estaciones, a excepción de la estación 11 (144 UFC 100 mL^-1), situada al sur del emisor, y la estación 1 que presentó un valor de 1028 UFC 100 mL^-1. Durante la campaña del 23 de abril de 2003 se observó un comportamiento similar a la campaña anterior, obteniéndose los mayores valores en la estación 11 (621 UFC 100 mL^-1) y en la zona de Cabo Cullera (estación 3) con 2369 UFC 100 mL^-1.

Se observó un comportamiento espacial y temporal de E. coli similar al de las coliformes fecales (fig. 2b), con los mayores valores en los extremos norte y sur de Bahía Cullera: 1600 UFC 100 mL^-1 en la estación 1 (julio de 2002), 991 UFC 100 mL^-1 en la estación 2 (septiembre de 2002) y 2021 UFC 100 mL^-1 en la estación 3 (abril 2003).

La distribución espaciotemporal de enterococos en la campaña del 9 de julio de 2002 mostró valores por debajo de 30 UFC 100 mL^-1 en la mayoría de las estaciones; únicamente en la estación 1 (zona del Cabo Cullera) el valor se incrementó a 166 UFC 100 mL^-1 (fig. 2c). Algo similar ocurrió durante el muestreo del 24 de julio de 2002, con valores de 105 UFC 100 mL^-1 en la estación 1, mientras que en el resto de las estaciones los valores continuaron menores a 30 UFC 100 mL^-1 de la misma forma que en agosto y septiembre de 2002, mientras que en abril de 2003 los valores permanecieron por debajo de 20 UFC 100mL^-1 en todas las estaciones de muestreo. En general, se observó que la distribución espacial y temporal de los enterococos presentó el mismo patrón que las coliformes fecales y E. coli, aunque en menores concentraciones.

La distribución vertical de coliformes fecales durante la campaña del 9 de julio de 2002 aumentó de 179 UFC 100 mL^-1 en la superficie hasta 250 UFC 100 mL^-1 a 0.5 m de profundidad, y disminuyó a 202 UFC 100 mL^-1 a 1.0 m de profundidad, continuando este descenso hasta valores de 30 UFC 100 mL^-1 a los 5.0 m de profundidad (fig. 3a). En el muestreo del 24 de julio de 2002 los valores disminuyeron, siendo menores a 30 UFC 100 mL^-1 en todo el perfil. Sin embargo, en la siguiente campaña (4 de septiembre de 2002) de nuevo se notó un incremento en los valores desde la superficie, de 60 a 187 UFC 100 mL^-1 a 0.5 m de profundidad, disminuyendo a 35 UFC 100 mL^-1 a 5 m de profundidad. En el muestreo del 23 de abril de 2003 se observaron valores menores a 60 UFC 100 mL^-1 en todo el perfil de coliformes fecales.

La distribución vertical de E. coli mostró un comportamiento similar al de las coliformes fecales (fig. 3b). Durante la campaña del 9 de julio se observó un aumento desde la superficie, de 40 a 121 UFC 100 mL^-1 a 0.5 m de profundidad y 35 UFC 100 mL^-1 a 1.0 m de profundidad, disminuyendo con la profundidad a valores de 9 UFC 100 mL^-1 a los 5.0 m de profundidad. En las siguientes campañas el comportamiento de los perfiles de E. coli mostró valores cercanos a cero, sólo en la campaña del 4 de septiembre se detectó un pequeño incremento de los valores (40 UFC 100 mL^-1) pero en general es la única variación que se observó en todos los perfiles.

La distribución vertical de enterococos fue más o menos homogénea durante las campañas del 9 de julio y 4 de septiembre de 2002 y abril de 2003, ya que los valores en todo el perfil rara vez rebasan las 50 UFC 100 mL^-1 (fig. 3c). Sin embargo, durante el muestreo del 24 de julio de 2002 los valores de enterococos aumentaron drásticamente desde la superficie, donde el valor es cercano a cero, hasta 600 UFC 100 mL^-1 a 0.5 m de profundidad disminuyendo a 1.0 m de profundidad (45 UFC 100 mL^-1) y mostrando un incremento a 5.0 m de profundidad (118 UFC 100 mL^-1).

 

Discusión

La Directiva COM (2002) 581 final sobre política del agua establece un valor máximo permisible para clasificar las aguas de baño como de "buena calidad" y un valor guía para "excelente calidad". La concentración máxima de coliformes fecales permitida es de 2000 UFC 100mL^-1 y el valor guía es de 100 UFC 100 mL^-1; para enterococos el máximo es de 200 UFC 100 mL^-1 y el valor guía es de 100 UFC 100 mL^-1; y para E. coli el valor máximo obligatorio es de 500 UFC 100 mL¹ y el valor guía de 250 UFC 100 mL^-1.

El comportamiento de la distribución bacteriológica en la zona costera de la Bahía Cullera podría asociarse a la hidrodinámica de la zona, ya que la circulación superficial de las aguas costeras es impulsada por los campos de vientos locales. Dentro de la bahía hay recirculación en la parte norte, debida a los vientos predominantes del E, ESE y S, y a la presencia del cabo (Mestres et al. 2004, Mösso et al. 2004). Además, la escasa descarga de agua dulce del Río Júcar (generalmente 5m³ s^-1) trae como consecuencia velocidades de salida del flujo muy bajas, por lo que la influencia del río en la dinámica de las corrientes costeras dentro de la bahía es mínima. El patrón de circulación puede cambiar varias veces al día en función de la dirección del viento predominante y, por tanto, el patrón general de los vientos controlará el sistema de corrientes costeras, que fluyen tanto hacia la zona norte como hacia el sur de Bahía Cullera dependiendo de la dirección del viento (Mösso 2003).

En principio, la distribución espacial y estacional de las bacterias muestra una mayor concentración en la zona del Cabo Cullera, principalmente durante los meses de verano, cuando los vientos soplan del S y ESE, lo que indicaría un patrón de circulación preferencial hacia el norte en dicha estación del año. La presencia del cabo en la parte norte de la bahía interferiría con el patrón de circulación, provocando una acumulación del material transportado y un aumento de la concentración de bacterias en el sedimento. Estas acumulaciones en el fondo podrían ser removidas y resuspendidas por la acción de un oleaje fuerte, lo que explicaría la mayor concentración de bacterias y, en consecuencia, que la calidad del agua en esta zona disminuya considerablemente. Este comportamiento se ha observado también en la costa noroccidental de Baja California (México), donde el oleaje es capaz de remover los sedimentos y liberar las bacterias del fondo marino resuspendiéndolas en la columna de agua (Orozco-Borbón y Segovia-Zavala 1986). Sin embargo, las características geomorfológicas del Cabo Cullera provocan una concentración de la energía del oleaje debida al efecto de la refracción del oleaje (Komar 1998) y, por lo tanto, una mayor agitación de la columna de agua que impediría la concentración de las bacterias en los sedimentos. Al mantenerse en suspensión, las bacterias serían susceptibles de ser transportadas por las corrientes, sacándolas de esta manera del área de la bahía y manteniendo la limpieza de las aguas. No obstante, los resultados muestran que los valores máximos de concentración de bacterias de toda la zona monitoreada se encuentran precisamente en la zona del cabo. Esto podría indicar la presencia de un aporte adicional de aguas residuales no tratadas, provenientes de fuentes puntuales de contaminación doméstica en el área del Cabo Cullera, las cuales podrían ser vertidas esporádicamente, explicando por qué los muestreos del 9 y 24 de julio muestran variaciones en las estaciones vecinas del cabo en fechas muy cercanas, cuando se encontraron concentraciones de 1785 UFC 100 mL^-1 el 9 de julio y 30 UFC 100 mL^-1 el 24 de julio de 2002, obteniéndose durante las campañas restantes concentraciones por arriba del valor guía.

Un factor a considerar que podría afectar la calidad del agua es la actividad turística, ya que estas playas soportan un uso intenso durante el verano. Se ha mencionado que la población de Cullera aumenta en un orden de magnitud durante la época estival, lo que significa un gran incremento en la demanda de recursos, específicamente de agua potable, originando un exceso de aguas residuales que puede rebasar la capacidad de tratamiento de las plantas depuradoras y, en consecuencia, que los vertidos no sean tratados adecuadamente antes de vertirlos al río, por el emisor y, en su caso, a través de las posibles fuentes esporádicas en la zona del Cabo.

El aumento por encima de la norma de buena calidad de agua en la concentración de bacterias coliformes y E. coli en la estación 11 (abril 2003) puede deberse a un efecto de trampa de la escolleras en la desembocadura del Río Júcar, la cual impide que el agua de esta zona tenga una circulación libre como el resto de la zona costera de la bahía. En contraste, la zona de descarga del emisor submarino presentó niveles bajos de contaminación fecal y, en la mayoría de los casos, estos niveles correspondieron a valores guía de una "excelente calidad" en casi todas las campañas realizadas. Las bacterias se concentraron a nivel superficial, disminuyendo notablemente por debajo del metro de profundidad, lo que puede deberse a la menor densidad del agua dulce que es la fuente de estos aportes.

En general, se puede decir que la zona costera de Bahía Cullera mantiene una buena calidad en sus aguas de baño. Sin embargo, la influencia de las descargas tanto del emisor submarino como del Río Júcar tiene un impacto en la zona costera, donde el aumento de la concentración bacteriológica merma significativamente la calidad de las aguas, sobretodo en los meses de verano cuando la actividad turística es intensa. El aporte adicional de fuentes esporádicas de contaminación en la zona de Cabo Cullera ocasiona un incremento notable en la concentración de bacterias y, tomando en cuenta que el patrón de corrientes está controlado por el régimen estacional de los vientos, la zona norte podría llegar a ser una futura fuente adicional de bacterias contaminantes a las zonas de la playa que hasta hoy mantienen una buena calidad de agua.

 

Agradecimientos

Se agradece a la Unión Europea por el apoyo a través del proyecto ECOSUD (ICA4-CT-2001-10020) del programa INCO-DC; al proyecto ARTEMISA del Ministerio de Ciencia y Tecnología de España (003-07585-C02-01/MAR); al Convenio de colaboración docente (2004) entre la Universidad Politécnica de Catalunya (España), la Universidad Autónoma de Baja California (México) y la Universidad de Sonora (México); al programa mexicano de becas PROMEP; a la Cofradía de Pescadores de Cullera; así como a las autoridades marítimas de Valencia. También se agradece a Daniel González, Joan Puigdefábregas, Oscar Galego, Ricardo Torres, Miguel Rodilla, Esther Marti, Javier Palonés, Angel Daniel Schlegel y José Alsina. Un agradecimiento a Consuelo Gimeno, Carmen y Obdulia Fernández de Ybarra y a Víctor Carretero por la hospitalidad y ayuda otorgada al equipo de trabajo de este proyecto.

 

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