influència de l’edar en la capacitat autodepurativa de la ...€¦ · influencia de la edar en...
TRANSCRIPT
Influencia de la EDAR en la capacidad autodepurativa del arroyo de Cànoves
y propuestas de mejora
Marta Tobella Sanmartí Departamento de Ecología de la UB
Francesc Sabater y Albert Sorolla 13 de setiembre de 2013
Master en Ecología, Gestión y Restauración del Medio Natural
1
Índice
1. Introducción ............................................................................................................................. 2
2. Ámbito y localización del proyecto ...................................................................................... 4
3. 1. Cálculo de la capacidad de retención y asimilación de nutrientes después de la
EDAR ........................................................................................................................................ 9
3. 2. Cálculo de la capacidad de retención y asimilación de nutrientes antes EDAR 10
3. 3.Análisis de laboratorio .................................................................................................. 12
3. 4. Cálculo de los parámetros morfohidráulicos ........................................................... 12
3. 5. Análisis estadística ...................................................................................................... 13
3. 6. Calidad biológica ......................................................................................................... 13
3. 7. STREAMES project ..................................................................................................... 14
4. Resultados ............................................................................................................................ 14
4. 1. Descripción fisicoquímica de los tramos estudiados ............................................. 14
4. 2. Evaluación de la retención de nutrientes bajo los efectos de la EDAR .............. 16
4.3. Evaluación de la calidad biológica bajo los efectos de la EDAR .......................... 17
5.Discusión ................................................................................... ¡Error! Marcador no definido.
5.1 Diagnosis de la eficiencia y capacidad de retención de nutrientes ....................... 18
5. 2. Efecto del vertido de la EDAR sobre la comunitat de macroinvertebrados........ 18
6. Conclusiones ........................................................................................................................ 20
7. Actuaciones ........................................................................................................................... 20
7.1. Construcción de un humedal de depuración terciaria............................................. 21
7. 1. 1. Mejora de la calidad del efluente de laEDAR de Cànoves ........................... 22
7. 1. 2.Creación de hábitat y refugio de fauna ............................................................. 25
7. 1. 3. Uso social y educación ambiental .................................................................... 26
7 .2. Aumento de la capacidad de autodepuración del arroyo ...................................... 27
7. 2. 1. Aplicar técnicas de bioengeniería para potenciar las zonas de retención
hidráulica en el arroyo...................................................................................................... 28
7. 2. 2. Restaurar la conectividad vertical con la zona hiporreica ............................. 28
7. 2. 3. Potenciar la función de ecotono del bosque de ribera adyacente al
humedal de depuración ................................................................................................... 29
7. 3. Otras consideraciones: restauración del tramo anterior a la EDAR .................... 29
Anexo I: Artículo Picón & Tobella, 2013
Anexo II: Capacidad y tasa de retención
Anexo III: Calidad biológica
Anexo IV: Dimensionamiento del humedal
2
1. Introducción
Los ecosistemas fluviales son sistemas abiertos expuestos a una entrada continua de
materiales particulados y disueltos procedentes de la cuenca de drenaje. La
proximidad a los núcleos de población y los cambios de usos del suelo les hace
particularmente vulnerables (Malmqvist & Rundle, 2002; Walsh et al., 2005), ya que
estos aumentan la concentración de nutrientes disueltos en los ecosistemas fluviales
(Casey et al., 1993; Heathwaite et al., 1996; Jordan & Weller, 1996), pudiendo afectar
la calidad ecológica de ríos y arroyos, lagos, y también de estuarios y aguas costeras
(Baker, 2003). Parte de estos nutrientes son transformados y retenidos por los ríos
durante su transporte aguas abajo (Stream Solute Workshop, 1990, Peterson et al.
2001). Webster & Patten (1979) propusieron el concepto de espiral de nutrientes para
describir la dinámica de los nutrientes en ríos, que combina la retención y el transporte
de nutrientes (Figura 1). Este nuevo concepto ponía de manifiesto que el ciclo de los
nutrientes en los sistemas fluviales se debía entender
de manera lineal, es decir, que lo que se procesa en un
tramo del río es asimilado río abajo. Newbold et al.
(1981) y Elwood et al. (1982) definieron la espiral de
nutrientes como la distancia media que viaja una
molécula de un elemento desde que es liberada en la
columna de agua hasta que es captada desde la
columna de agua por la zona bentónica . Este
parámetro refleja la eficiencia de retención de los
nutrientes por parte del río (Hart et al., 1992).
Distancias de asimilación cortas indican una mayor
eficiencia en la retención de nutrientes (Stream Solute
Workshop , 1990; Hall et al, 2002). La eficiencia en
la retención de nutrientes resulta de la combinación
de la retención hidrológica y de la retención bioquímica (Valett et al., 1996). La
retención hidrológica se refiere al tiempo de retención del agua en el canal fluvial. El
agua es retenida de manera temporal en las zonas de retención transitoria, donde
tiene lugar un intercambio de agua con el sedimento superficial y/o subsuperficial.
Estas zonas son refugio de microorganismos no adaptados a elevadas velocidades y
que tienen un papel clave en la asimilación de nutrientes (retención biológica). La
capacidad de los ríos de retener y transformar el exceso de nutrientes es un aspecto
importante para el mantenimiento de la calidad del agua del río, y proteger y conservar
los hábitats. Una de las causas más comunes de la degradación de la calidad del agua
en los ecosistemas fluviales son los efluentes de aguas residuales urbanas (Paul &
Figura 1. Espiral de nutrientes.
3
Meyer, 2001). Con el fin de disminuir el impacto de la actividad humana sobre estos
ecosistemas, la Unión Europea, a través de la implementación de la Directiva Marco
del Agua, obliga a los estados miembros a alcanzar la buena calidad ecológica de sus
masas de agua para el año 2015. Una de las medidas adoptadas para conseguir este
objetivo, ha sido la de tratar las aguas residuales originadas por la actividad humana.
Si bien la entrada en funcionamiento de las depuradoras (EDAR) ha mejorado
sustancialmente la calidad de los sistemas fluviales, hay estudios que evidencian que
la eficiencia en la asimilación y retención de nutrientes puede disminuir
significativamente en ríos que reciben los vertidos de las EDAR en comparación con
ríos menos contaminados (Haggard et al., 2001, Martí et al., 2004). Sobrepasar el
umbral entre subsidio y estrés está provocando la pérdida de la funcionalidad del
ecosistema y un incremento del riesgo de producir eutrofización aguas abajo (Whithers
& Jarvie , 2008). Para reducir la distancia de asimilación de la espiral de nutrientes y
favorecer la capacidad retentiva natural de los sistemas fluviales, la restauración de
estos ecosistemas puede ir encaminada a la mejora de la actividad biológica, mediante
técnicas de bioingeniería. Un ejemplo es el uso de deflectores para crear hábitat y
disminuir la velocidad del agua, aumentando el tiempo de retención del agua y la
retención transitoria de los nutrientes, que aumentan la capacidad retentiva al tiempo
que aumentan la diversidad ecológica.
Las hipótesis de las que parte este trabajo son, por un lado, que el vertido de las
EDAR disminuye la eficiencia en la retención de nutrientes, porque el aumento del
caudal bajo la EDAR provoca una disminución de la ratio superficie-volumen, lo que
disminuye el intercambio de nutrientes con los sedimentos, y un aumento de la
concentración de nutrientes, resultando en una menor eficiencia en la retención de
nutrientes. Sin embargo, elevadas concentraciones de nutrientes pueden favorecer el
incremento de biomasa algal en el tramo receptor, que puede resultar en un aumento
de la tasa de captación de nutrientes, o en una disminución de la demanda de
nutrientes. Tanto el uno como el otro afectan la capacidad de retención de nutrientes
en el río (Martí et al., 2004, Merseburger, 2006). Por otra parte, hay estudios que han
demostrado que el efecto de la EDAR disminuye la calidad biológica y modifica la
composición de la comunidad de macroinvertebrados, dominando las especies más
tolerantes a la contaminación (Ortiz et al.,2005).
4
Los objetivos de este trabajo son:
1. Estudiar el efecto del vertido de la EDAR de Cànoves i Samalús sobre la
eficiencia en la retención de nutrientes y en la capacidad de autodepuración.
2. Evaluar los efectos sobre la calidad biológica, a través de la comunidad de
macroinvertebrados bentónicos, del arroyo de Cànoves .
3. Proponer actuaciones en el arroyo de Cànoves en el tramo afectado por la
EDAR, para aumentar la eficiencia de retención de nutrientes y su capacidad
de asimilación.
Para llevar a cabo estos objetivos, se ha realizado un muestreo en un tramo de 500
metros por debajo del vertido de la EDAR, y en un tramo de 100 metros sobre el punto
de vertido para evaluar tales efectos. Sin embargo, como el punto de antes de la
EDAR recibe los efectos de una cierta contaminación difusa de origen antrópico, se ha
escogido un nuevo tramo de estudio considerado de referencia, aparentemente sin
estos efectos. De esta manera, los efectos de la EDAR sobre la capacidad de
asimilación y retención de nutrientes y sobre la calidad biológica del arroyo de
Cànoves podrán ser cuantificados de forma más objetiva.
2. Ámbito y localización del proyecto
El ámbito de estudio de este proyecto se enmarca dentro del término municipal de
Cànoves i Samalús. Este municipio tiene un área de 2.930,7 hectáreas, el 61,45% de
la cual se encuentra incluida en el Parque Natural del Montseny (POUM, 2010). Se
trata de una zona básicamente forestal (77,44% ) formada por un bosque mixto con
"Castañares", "Encinares y carrascales", y "Pinares mediterráneos". En cuanto a la
superficie de aprovechamiento agrícola (14,36%) domina el cultivo herbáceo de
secano, y el aprovechamiento ganadero es poco importante (0,08%). La zona
urbanizada representa una pequeña parte del término (5,23%), consistente en el
núcleo histórico de Cànoves y siete urbanizaciones diseminadas por el término,
construidas a partir de la década de los cincuenta. Se trata de una zona donde la
mitad del suelo urbano es destinado a segundas residencias. Esta variación semanal
de la población contribuye en un aumento significativo del caudal tratado por la EDAR
durante este periodo.
5
Cànoves i Samalús presenta un clima mediterráneo subhúmedo en buena parte del
municipio con precipitaciones medias anuales de entre 700 y 1000 mm. En el extremo
más oriental el clima es húmedo debido a la influencia del macizo del Montseny,
superando los 1000 mm de precipitación anual. Por este motivo, el arroyo debería
presentar un régimen de caudales variable a lo largo del año con un mínimo en
verano. No obstante, el caudal se convierte constante casi todo el año debido a la
regulación de éste por el embalse de Vallforners -ubicado en su cabecera- el cual tiene
una capacidad de almacenamiento de 2,16 hm3 que está gestionada por la Comunidad
de Regantes del Alto Mogent.
En todo el término municipal predominan materiales terciarios asociados a la
depresión del Vallès-Penedès, arcillas, areniscas y conglomerados miocénicos. En la
desembocadura del arroyo, el río Mogent, aparecen materiales cuaternarios
correspondientes a las terrazas fluviales formadas por depósitos sedimentarios.
En 2006 entró en funcionamiento la EDAR de Cànoves i Samalús, gestionada por el
Consorci per a la Defensa del Besòs, que trata el agua correspondiente a 9.200
habitantes equivalentes. Se encuentra ubicada en unos terrenos situados al sur del
núcleo de Cànoves, delimitados por la carretera BV- 5108 de la Garriga-Cardedeu. La
planta consta de un pre-tratamiento y un sistema de depuración biológica por fangos
activados, de mezcla completa, con dos líneas de reactores-decantadores
concéntricos. Aunque la entrada en funcionamiento de la EDAR ha supuesto una
mejora en la calidad ecológica del arroyo (Picón & Tobella, 2013, Anexo I), su efluente
contiene una elevada concentración en nitrógeno y fósforo. Dado que el efluente
representa un 36-72% del caudal del río, ésta experimenta un aumento de la
concentración de nitrógeno y fósforo aguas abajo de un 30% y un 40%
respectivamente, de media, a lo largo del año.
En este trabajo se han estudiado tres tramos del arroyo de Cànoves: un tramo de 500
metros situado justo después del punto de vertido de la EDAR (llamado tramo después
EDAR), un tramo situado 100 metros aguas arriba de la EDAR (llamado tramo antes
EDAR) y un último tramo de unos 50 metros situado poco después del pantano de
Vallforners (llamado tramo de referencia; Figura 2 ).
6
Concretamente, en el tramo ubicado después de la EDAR se ha muestreado cada 50
metros para plasmar los efectos de la EDAR sobre el arroyo a lo largo de un gradiente
longitudinal. Se ha considerado que la longitud total del tramo de 500m era suficiente
para poder detectar variaciones de las concentraciones de nutrientes a lo largo del
gradiente muestreado. Se trata de un tramo bastante modificado morfológicamente en
los primeros 100 metros debido a la rectilinización del trazado del arroyo, y por la
existencia de una escollera en su margen derecho, lo que ha provocado una sobre-
excavación del cauce en este tramo. El caudal aumenta a partir de este punto como
consecuencia del efluente de la EDAR, siendo de 23,8 ± 9,12 m3/s. Por lo que la
anchura media de este tramo a lo largo del periodo de estudio varía de 3,21 a 4,15
metros. En cuanto a las cualidades organolépticas, el agua presenta turbidez los
primeros cien metros, y todo el tramo tiene un olor característico. El sustrato está
compuesto por un 5% de bloques y piedras, un 40% de cantos y gravas, un 40% de
arena y de un 15% de limos y arcillas, procedentes de la EDAR. La cobertura de
vegetación acuática está dominada por algas filamentosas. La sombra proyectada por
la cubierta vegetal adyacente sobre el cauce aumenta a partir de primavera, quedando
algunos puntos de muestreo totalmente cubiertos por el ramaje. El bosque de ribera
está desestructurado, y con presencia de especies alóctonas (Platanus hybrida) e
Figura 2. Situación de los tres tramos muestreados: 1)
Referencia, 2) Antes EDAR y 3) Después EDAR.
7
invasoras (Robinia pseudoacacia). Además, cabe destacar la existencia de un
pequeño humedal en la margen izquierda, seguramente un antiguo brazo del arroyo.
La llanura de inundación está ocupada en el margen izquierdo por zona forestal,
algunos campos de cultivo, y la carretera BV- 5108 Garriga-Cardedeu, y por su
margen derecho por la urbanización de Ca l’Esmandia.
El tramo situado 100 metros aguas arriba de la EDAR está mejor conservado. El
trazado es sinuoso, el caudal es de 11,84 ± 6,76 m3/s y la anchura media de 2,99 ±
0,53 metros. En cuanto al sustrato, la presencia de limos en el lecho fluvial no llega al
10%. La cobertura de vegetación acuática es entre un 10 y 15% de briófitos
(Rhynchostegium ripariodes), menos de un 5% de fanerógamas, y el resto es
dominada por biofilm epilítico. Durante los meses de mayo y junio se observa un
mayor porcentaje de pecton dominado por rodofitos, (algas rojas incrustantes) del
género Hildenbrandia. El bosque de ribera también está bastante desestructurado con
presencia de alóctonas, similar al tramo de bajo la EDAR. Este tramo se utiliza para
evaluar los efectos que puede tener la EDAR al no recibir la contaminación puntual del
vertido. Sin embargo, este tramo sigue estando afectado por los efectos de la
contaminación difusa de origen urbano, por la existencia de casas aisladas no
conectadas a la red de alcantarillado, y en menor medida, de la actividad agraria y
ganadera aguas arriba de la cuenca.
Es por este último motivo que se ha decidido escoger un tercer tramo, situado en la
cabecera del arroyo en el Parque Natural del Montseny, que no recibe ningún tipo
influencia de la actividad humana. Será, pues, el punto de referencia para este estudio,
de condiciones poco, o nada modificadas. No obstante, se deberá tener en cuenta la
influencia que puede tener el embalse sobre su régimen hidrológico y el transporte de
materiales. Este tramo está situado unos 500 metros aguas abajo del embalse de
Vallforners. Un tramo bien conservado, que sólo recibe el impacto de los visitantes del
parque que pasean por la red de caminos que discurren paralelos al trazado del
arroyo, o que la atraviesan más arriba por medio de una pasarela. La geomorfología
del arroyo está relativamente poco alterada a pesar de las circunstancias del embalse.
El tramo presenta un trazado sinuoso, con una anchura media de 2,89 ± 0,51 metros y
un caudal de 9,91 ± 6,05 m3/s. El sustrato correspondiente al lecho fluvial está
dominado por un 15% de bloques y piedras y un 60% de cantos y gravas, y un 25% de
arenas aproximadamente. La presencia de vegetación acuática es relativamente
escasa con un 15% de briófitos. Durante los meses de mayo y junio también hay
presencia de algas rojas incrustantes en las rocas del lecho del género Hildenbrandia.
8
El bosque de ribera sólo recibe la perturbación de las talas periódicas debidas al
acondicionamiento de los caminos para los excursionistas.
3. Metodología
Según el concepto de espiral de nutrientes propuesto por Webster & Patten (1979)
para describir la dinámica de los nutrientes en los ríos, la espiral depende de la
velocidad de reciclaje del nutriente y de la velocidad a la que es transportado aguas
abajo (Newbold 1992). Por tanto, la espiral de nutrientes se puede cuantificar en
unidades de longitud, como la longitud de la espiral a través de la columna de agua y
el compartimiento biótico. Esta longitud es la suma de dos distancias: la distancia de
asimilación ( Sw ) y la distancia de reciclaje (SB; Newbold et al., 1981). La distancia de
asimilación es la distancia media que recorre un nutriente en su forma disuelta a lo
largo del río hasta que es asimilado por la biota, y la distancia de reciclaje es la que
recorre un átomo en el compartimento biótico hasta que es regenerado de nuevo al
agua. En general, la mayor parte de la longitud de la espiral corresponde a la distancia
de asimilación (Newbold et al., 1981). Estas distancias son el resultado de las
diferentes tasas de procesado y retención de los nutrientes del ecosistema fluvial
(Stream Solute Workshop, 1990). De esta manera, la distancia de asimilación indica la
eficiencia de la retención de un nutriente por el ecosistema fluvial, es decir, la tasa de
retención relativa al flujo de nutriente. Distancias cortas indican que el sistema es
eficiente en la retención del nutriente en cuestión. Por otra parte, la distancia de
reciclaje da una idea de la capacidad de asimilación y procesado por parte de la biota
fluvial, por lo que distancias de reciclaje largas indican que el ecosistema fluvial tiene
una elevada retentividad.
En este trabajo, para estimar la capacidad de retención y asimilación de nutrientes del
arroyo de Cànoves, se llevó a cabo un muestreo mensual desde enero hasta junio de
2013. En estos muestreos también se analizaron los parámetros fisicoquímicos y
morfohidraulicos del arroyo, para recoger un amplio abanico de la variabilidad de los
factores ambientales que posiblemente puedan influir sobre la capacidad de retención
y asimilación de los nutrientes (Webster et al.,2003).
De los resultados obtenidos de los análisis químicos, se ha calculado la distancia de
asimilación del fósforo en forma de fosfato y del nitrógeno en forma de amonio (Sw
PO43-P y Sw NH4
+-N, respectivamente). Para corregir el efecto del flujo de nutrientes,
también se ha calculado la tasa de asimilación (mg/s m2), que es la masa de nutriente
retenida por unidad de superficie y por unidad de tiempo, e indica la capacidad de
9
retención de los nutrientes por parte del río. Estas métricas permiten comparar la
retención de nutrientes entre diferentes ríos.
3. 1. Cálculo de la capacidad de retención y asimilación de nutrientes después
de la EDAR
En el tramo de bajo la EDAR se realizó un muestreo longitudinal de la concentración
de PO43-P, NH4
+-N, NO3-N y cloruros, usado como trazador hidrológico. Los resultados
obtenidos del muestreo permiten el cálculo directo de la distancia de asimilación (Sw),
y el cálculo de la tasa de asimilación (U), que deriva de la Sw.
El cálculo de la Sw se basa en la variación a lo largo del tramo de la concentración de
nutriente respecto la concentración basal del tramo situado antes de la EDAR,
corregida por la variación de cloruros (Figura 3). Si se asume que la tasa de retención
de nutrientes es constante a lo largo del tramo, el patrón de variación resultante puede
ser caracterizado por la siguiente ecuación de primer orden (Martí et al., 1997):
( )
Donde Co y Cx son las concentraciones de nutrientes (corregidas por los cloruros)
basales y en cada uno de los puntos de muestreo, respectivamente. La Kc (m-1) es la
tasa de retención de nutrientes por unidad de longitud del río y la x (metros) es la
distancia de cada punto de muestreo en el punto de antes de la EDAR. La Kc es la
pendiente de la función lineal obtenida al transformar la ecuación exponencial a
logarítmica (Figura 3).
(
) ( ) (Ecuación 1)
La Kc se obtiene a partir de realizar una regresión lineal entre el logaritmo neperiano
de la concentración de nutrientes en cada punto de muestreo y la distancia de cada
uno de estos puntos en el punto de antes de la EDAR. La inversa de Kc es la Sw (m).
10
La tasa de asimilación por unidad de superficie (U, mg/m2s) se calcula a partir de la Sw
utilizando la siguiente ecuación:
60 w S
Q C = U
w
b
Donde la Cb (mg / L) es la concentración basal del nutriente en el tramo de estudio, la
Q (L / s) es el caudal y la W (metros) es la anchura media. La concentración basal se
obtiene como la media del valor medido antes de la EDAR. El caudal se ha estimado
como la suma del caudal calculado en el tramo de antes de la EDAR y el caudal
vertido por la EDAR.
3. 2. Cálculo de la capacidad de retención y asimilación de nutrientes antes de la EDAR
Se calculó la eficiencia en la retención y asimilación de nutrientes en los dos tramos
por medio de adiciones instantáneas de solutos (amonio y fosfato) y de cloruros. Con
esta técnica se puede calcular la distancia de asimilación (Sw) y la tasa de asimilación
(U), análogas a las calculadas en el tramo de después de la EDAR (Fisher et al.,
1998).
Esta técnica consiste en la adición instantánea de un volumen conocido de solución de
nutrientes (NH4+ y PO4) y un trazador conservativo (Cl-) en un punto del río y recoger
muestras aguas abajo, a la vez que se toman medidas en continuo de la conductividad
a lo largo de toda la adición. El análisis fisicoquímico de las muestras describe el
movimiento del soluto a lo largo de la distancia de adición. Sabiendo la concentración
inicial de la solución de nutrientes se puede determinar la cantidad de soluto que ha
Figura 3. El grafico de la izquierda muestra la variación longitudinal de la conductividad y la
concentración de amonio en el tramo después de la EDAR en el mes de enero. El grafico de la derecha muestra la variación longitudinal de la relación entre la concentración de nutriente y del trazador hidrológico (calculada a partir de la ecuación 1) y la obtención de la tasa de retención por unidad de longitud del río (Kc) y de la distancia de asimilación (Sw).
Ecuación 1
11
quedado retenida usando un balance de masas, y así determinar la distancia de
asimilación.
3. 2. 1. Calculo de los parámetros (Sw y U)
La concentración de nutrientes y la conductividad al final del tramo se utilizan para
estimar el coeficiente de la tasa de retención por unidad de tiempo (Kt, s-1). A partir de
este valor se calcula la distancia de asimilación (Sw), y la tasa de asimilación (U), que
se deriva de la Sw.
La Kt se calcula comparando la curva en el tiempo de las concentraciones de
nutrientes analizadas con las concentraciones de nutrientes estimadas a partir de la
conductividad medida (Figura 3).
Las concentraciones estimadas asumen que los nutrientes son transportados como un
elemento conservativo (y que por tanto son afectados sólo por procesos de advección,
dispersión y dilución), mientras que la variación de la concentración de nutrientes
observada también está influenciada por procesos de retención biológicos y químicos.
Por tanto, la concentración estimada en diferentes momentos (Neto) durante el
experimento se calcula a partir de la siguiente ecuación (Figura 4):
bs
s
btet NN
Cl
ClClN
(Ecuación 2)
Figura 4. Curva de la concentración de amonio obtenida al final del tramo después de la adición
instantánea de nutrientes realizada en el punto de referencia durante el mes de febrero. La figura también muestra la curva de concentración de amonio estimada a partir del valor de la conductividad después de aplicar la ecuación 2, e ilustra cómo se obtiene la tasa de retención por unidad de tiempo (Kt) mediante la ecuación 3.
Ec. 2
Eq. 3
12
Esta ecuación asume que los cambios en la concentración de nutrientes (corregida por
los niveles basales, Nt-Nb) en relación a la concentración de la solución añadida (Ns)
son iguales a los cambios en la concentración del trazador (la concentración de
cloruros) expresada por la variación de la conductividad en μS/cm y corregida por los
valores basales de conductividad, ClT-ClB) en relación a la concentración del trazador
de la solución añadida (Cls). Si los nutrientes añadidos son retenidos a lo largo del
tramo, las concentraciones estimadas deberán ser más elevadas que las
concentraciones observadas (Figura 3). La diferencia entre las dos áreas integradas
de las curvas en el tiempo, de las concentraciones estimadas y observadas,
multiplicado por el caudal es la masa de nutriente retenida en el tramo durante el
experimento. En base a estos valores, la tasa de asimilación por unidad de tiempo (Kt)
se calcula a partir de la siguiente ecuación (Wilcock et al., 2002):
)ln(e
o
t
MM
k (Ecuación 3)
Donde Me y Mo son las masas de nutriente calculadas a partir de las concentraciones
estimadas y observadas, respectivamente, y τ es el tiempo requerido para que pase el
polvo de la adición al final del tramo (Figura 3). El Sw se calcula a partir de la Kt, por
medio de la ecuación:
t
wK
S
Donde la v es la velocidad media del agua. Finalmente, la U se calcula a partir de la
Sw como se ha indicado en la técnica anterior.
3. 3.Análisis de laboratorio
La concentración de NO3 y cloruros se analizó en un Bran-Luebbe TRAACS 2000
Autoanalyser (método J-002-88 ). El PO4- P y el NH4
+-N se analizaron por el método de
la colorimetría del azul de molibdeno (Murphy and Riely, 1962) y por el método del
salicilato (Reardon et al, 1966), respectivamente.
3. 4. Cálculo de los parámetros morfohidraulicos
El caudal se ha calculado indirectamente por medio de adiciones instantáneas de un
volumen conocido de un trazador hidrológico, NaCl, en el tramo estudiado (Gordon et
al. 1992 y Protocolo Streames). Sabiendo la conductividad y el volumen de la solución
añadida al arroyo durante la adición, el caudal se ha estimado integrando la
13
conductividad a lo largo de la adición corregida por la conductividad basal, según la
ecuación:
( )
Donde Q es el caudal del arroyo (L/s), Condsolución y Volumsolución son la conductividad y
el volumen de la solución añadida y Áreaconductividad es el área integrada de la
conductividad, correspondiente a la masa de trazador añadida.
En el caso de la EDAR, el caudal se ha calculado como la suma del caudal estimado
en el tramo de antes de la EDAR y el caudal del efluente de la EDAR (datos facilitados
por el Consorci per a la Defensa del Besòs).
Además, en cada punto de muestreo se ha medido la temperatura, la conductividad, el
pH, el oxígeno disuelto y la anchura del canal in situ.
3. 5. Análisis estadístico
Se ha realizado un test t-Student de datos apareados para determinar si hay
diferencias significativas en los parámetros estudiados entre el tramo de antes y
después del vertido de la EDAR, y entre el tramo de antes del vertido y el de
referencia. Este tratamiento estadístico se ha realizado con el software "R-Studio".
3. 6. Calidad biológica
La calidad biológica del arroyo se ha obtenido a partir del estudio de los
macroinvertebrados bentónicos. Las muestras se han tomado en un tramo situado 100
metros antes y en un tramo situado 50 metros después del vertido de la EDAR, para
ver el impacto directo que tiene este vertido sobre la comunidad bentónica. También
se ha muestreado unos 500 metros aguas abajo del vertido para comprobar si se da
una recuperación de la calidad biológica de la comunidad de macroinvertebrados del
arroyo. No obstante, sus efectos también han sido comparados con los muestreos de
macroinvertebrados obtenidos aguas arriba bajo el embalse, el cual se había
considerado como tramo potencial de referencia.
Para obtener una muestra representativa, se han muestreado todos los hábitats
acuáticos posibles (principalmente, en las zonas reófilas, en las zonas lénticas, y entre
la vegetación acuática) para obtener una muestra representativa. Los hábitats de
mayor flujo (reófilos) se han muestreado limpiando las piedras dentro de un salabre de
250 micras de malla y removiendo el sustrato con los pies ante el salabre. Los hábitats
14
donde la corriente era menor (léntica), como es el caso de las balsas, se ha removido
la zona con los pies, se ha pasado el salabre entre la vegetación de la orilla y se han
limpiado las piedras situadas en las zonas de curso lento en el salabre. El esfuerzo de
muestreo dura hasta que se tiene la certeza de haber cogido la máxima diversidad
posible de organismos del tramo analizado.
Las muestras se han conservado en formol al 4% para la posterior separación y
clasificación de los individuos en el laboratorio. Una vez en el laboratorio, los
organismos se han identificado hasta el nivel de familia con una lupa binocular, y
después se han conservado en alcohol al 70 %.
A partir de las familias observadas en cada muestra, se ha calculado el índice
biológico BMWP (Alba- Tercedor y Sánchez- Ortega, 1988) sumando la puntuación
correspondiente a cada familia. Este índice se basa en el grado de sensibilidad de
cada familia a la contaminación del agua, dando una idea de la calidad del medio
donde viven. El resultado final se muestra en forma de nivel de calidad, de acuerdo
con el rango de valor que adquiere el índice y la tipología de río establecida por la
ACA, que en este caso corresponde a un arroyo de montaña silícea.
Aparte, la calidad biológica de cada tramo se ha completado con el estudio descriptivo
del bosque de ribera y de la comunidad vegetal acuática.
3. 7. STREAMES project
Para obtener un diagnóstico del estado ecológico del arroyo de Cànoves en el tramo
de debajo de la EDAR, se ha usado el programa STREAMES project (Human effects
on nutrient cycling in fluvial ecosystems: The development of an Expert System to
Assessment stream water quality management at reach scale). Se trata de un proyecto
de investigación europeo desarrollado para evaluar las influencias de los vertidos de
nutrientes de origen humano sobre aspectos funcionales de los ecosistemas fluviales,
basándose en la comparación con sistemas de referencia.
4. Resultados
4. 1. Descripción fisicoquímica de los tramos estudiados
El caudal aumenta de media un 16% del tramo de referencia al tramo de antes de la
EDAR y un 50% después de la EDAR -siendo un aumento significativo (P< 0,05, Tabla
15
1)-. Ahora bien, si se tiene en cuenta el caudal efectivo, se observa una disminución
de un 46% del caudal del arroyo del tramo de referencia al tramo de antes de la EDAR
(Figura 5). La velocidad disminuye significativamente (P< 0,05) en el tramo de antes
de la EDAR en un 70 %. La conductividad aumenta significativamente a lo largo de los
tres tramos (P< 0,05 y P< 0,001, por el tramo de antes y por el tramo de después de la
EDAR), así como las concentraciones de todos los nutrientes estudiados. Las
concentraciones de fósforo en forma de fosfato y de nitrógeno en forma de nitrato
aumentan significativamente (P<0,05) antes de la EDAR, aumentando un 82 % y un
99%, respectivamente (Tabla 1). El efluente de la EDAR hace aumentar las
concentraciones de todos los nutrientes, aunque sólo es la concentración de fosfatos
que aumenta de manera significativa (P < 0,05). El fosfato disuelto en el agua en este
tramo aguas abajo de la EDAR aumenta en un 96% su concentración, el amonio
aumenta un 94% y el nitrato un 35% (ver Tabla 1). Después de la EDAR la relación
NH4+/ NO3
- disminuye, ya que la concentración de amonio disminuye y la de nitrato
aumenta (Tabla 1). El oxígeno disuelto del agua disminuye significativamente (P<
0,05; Tabla 1) después de la EDAR .
Tabla 1. Valores medios y desviaciones estándar de los parámetros fisicoquímicos del tramo de
referencia, del tramo de antes y del tramo de después de la EDAR.
Parámetros Referencia Antes EDAR Después EDAR
Q (L/s) 9,91 ± 6,05 11,84 ± 6,78 23,8 ± 9,12
v (L/s) 0,16 ± 0,06 0,09 ± 0,04 NA
T (ºC) 11,48 ± 1,62 12,92 ± 3,39 14,16 ± 2,87
Cond (uS/cm) 129,46 ± 14,15 331,6 ± 68,9 538,44 ± 88,69
pH 7,63 ± 0,24 7,83 ± 0,36 7,64 ± 0,07
OD (mg/L) 12,17 ± 2,16 13,13 ± 2,49 10,72 ± 1,24
PO43--P (ug P/L) 0,31 ± 0,29 1,75 ± 1,2 43,16 ± 24,75
NH4-+N (mg N/L) 0,021 ± 0,01 0,033 ± 0,01 0,29 ± 0,59
NO3--N (mg N/L) 0,02 ± 0,01 9,35 ± 3,66 14,44 ± 5,04
Q = caudal, v = velocidad, T = temperatura del agua, Cond = conductividad, OD = Oxígeno disuelto.
Figura 5. Gráfico del caudal (L/s) y del caudal específico (L/s*área) a lo largo del período de estudio
para el tramo de referencia y para los tramos de antes y después de la EDAR.
0
20
40
Febrer Març Abril Maig Juny
Cabal (L/s)
Referència Abans EDAR Després EDAR
16
4. 2. Evaluación de la retención de nutrientes bajo los efectos de la EDAR
Comparando los resultados obtenidos de las métricas de retención antes y después de
la EDAR, se ha observado que la eficiencia de retención del fósforo en forma de
fosfato disminuye considerablemente. Es decir, que la distancia de asimilación (Sw) de
este nutriente aumenta significativamente en un 94,3% en el tramo afectado por la
EDAR en comparación a las distancias obtenidas justo antes del vertido. De tal
manera que para todo el periodo muestreado la distancia media de asimilación (Sw)
en el tramo de antes de la EDAR era de unos 70 ± 69,5 metros, y en cambio, en el
tramo de después de la EDAR esta distancia pasaba a ser de1241, 9 ± 666,6 metros
de media. No obstante, las eficiencias o distancias de asimilación varían según las
condiciones hidrológicas del momento (Tabla 1, Anexo II). Para corregir estos efectos,
se han recalculado los valores de estas métricas y se han expresado en forma de tasa
de retención por unidad de superficie (U). De tal manera que nos dan información de
cómo varía la capacidad retentiva para cada época muestreada. En la tabla 1 (Anexo
II) podemos observar los cambios temporales de las tasas de asimilación del fósforo
en forma de fosfato por cada uno de los tramos estudiados. En ésta se observa un
aumento de las tasas durante los meses de mayo y junio. No obstante, la capacidad
retentiva de este elemento suele ser relativamente más alta en el tramo de después de
la EDAR .
Comparando las métricas de retención entre el tramo de referencia y el tramo de antes
de la EDAR; se observa que la eficiencia de retención del fosfato casi no aumenta
aguas abajo. Si bien en el tramo considerado de referencia, la eficiencia de retención
expresada en unidades de longitud (Sw) era 73,4 ± 26,5 metros, en el tramo justo
antes de la EDAR ésta era de 70 ± 69,5 metros. No obstante, en el tramo de antes de
la EDAR la capacidad o tasa retentiva del fosfato disuelto (U ) expresada en unidades
de superficie era un 65% más alta que en el tramo de referencia, dado que la tasa de
retención era de 0,0078 ± 0,004 mg/m2min y de 0,0027 ± 0,005 mg/m2min,
respectivamente. Analizando la variación temporal de las tasas de retención en el
tramo antes de la EDAR, se observa una ligera disminución de la capacidad de
retención del fosfato hacia la primavera (Tabla 2, Anexo II).
En el caso del nitrógeno en forma de amonio, la eficiencia en la retención de este
nutriente (Sw) disminuye un 60% después de la EDAR dado que en el tramo de antes
de la EDAR la eficiencia de retención expresada en unidades de longitud es de unos
322,1 ± 378,2 metros y, en cambio, en el tramo después de la EDAR es de 800,1 ±
904,5 metros de media por los 6 meses de muestreo. Esta eficiencia varía
17
considerablemente en el tiempo (Tabla 1, Anexo II). Si nos fijamos en la variación
temporal de la tasa de retención por unidad de superficie (U), se observa que la
capacidad retentiva es siempre superior al tramo de antes de la depuradora,
exceptuando sólo los meses de febrero y abril (Tabla 2, Anexo II) .
Comparando las métricas de retención del nitrógeno entre el tramo de referencia y el
tramo de antes de la EDAR, la eficiencia en la retención del nitrógeno en forma de
amonio disminuye un 60% desde la referencia hasta antes de la EDAR. Esto supone
un aumento de la distancia de asimilación del amonio de 124,3 ± 75,4 metros en el
tramo de referencia y de 322,1 ± 378,2 metros en el tramo de antes de la EDAR. La
tasa de retención del nitrógeno en forma de amonio (U) es de media un 50% mayor en
el tramo de antes de la EDAR (0,0410 ± 0,059) que en el tramo de referencia (0.0197
± 0,016), pero exceptuando los meses de abril y mayo, donde en el tramo de
referencia esta eficiencia resultaba ser más alta.
4.3. Evaluación de la calidad biológica bajo los efectos de la EDAR
El tramo bajo la EDAR está dominado por Chironomidae y Oligochaeta -con bastantes
ejemplares de Tubificidae- a lo largo de todo el periodo de estudio. Se trata de familias
tolerantes a la contaminación. En cambio, en el tramo de antes, la comunidad está
más repartida entre todas las familias presentes (ver Tabla Anexo III), aunque las
familias más abundantes son Simulidae, Baetidae y Hydropsyche. Igualmente, la
riqueza de familias es menor en el tramo de después de la EDAR (16 familias) que en
el tramo de antes de la EDAR (18 familias). No obstante, los muestreos realizados a
500 metros aguas abajo del vertido muestran la sustitución de las familias
Chironomidae y Oligochaeta, -dominantes en el tramo bajo mismo de la EDAR-, por
las familias Tipulidae , Athericidae , Heptagenidae , Leptophebidae y Calopterygidae.
Aun así, todavía se mantiene la presencia de Tubificidae, que son indicadoras de mala
calidad.
Cuando comparamos estos resultados con el tramo considerado de referencia, la
familia que se convierte en dominante es la Tipulidae con un 39% de abundancia.
Mientras que en el tramo de antes de la EDAR no hay una familia predominante. Sin
embargo, la riqueza de familias es siempre mayor en el tramo de referencia (20
familias).
18
5. Discusión
5.1 Diagnosis de la eficiencia y capacidad de retención de nutrientes
El efluente de la EDAR aumenta la carga de nutrientes que presenta el arroyo en este
tramo. El incremento de las concentraciones de nutrientes favorece el aumento de la
biomasa algal -sobretodo fanerógamas- (Paul & Meyer, 2001) y la capacidad retentiva
de este tramo aumenta. Sin embargo, el aumento de biomasa algal disminuye la
penetración de la luz y desacopla el microbial loop, disminuyendo la capacidad de
asimilación de nutrientes después de la EDAR (Whiter & Jarvie, 2008), por lo que la
distancia de asimilación pasa de metros a kilómetros después de la EDAR.
En cuanto a los tramos de antes de la EDAR, la capacidad de asimilación del
ecosistema fluvial es mayor por el fósforo en forma de fosfato, lo que indica que el
sistema está limitado por este nutriente, tal y como muestra la baja concentración de
fosfato disuelta en el medio. En el tramo de después de la EDAR, el ecosistema es
más eficiente en la asimilación de amonio debido a que las bacterias nitrificantes
oxidan el amonio a nitrato.
Comparando la distancia de asimilación del amonio (Sw) entre el tramo de referencia y
el tramo de antes de la EDAR, se observa una disminución de la capacidad de
asimilación debido al incremento de la concentración de los nutrientes disueltos en el
arroyo, proveniente de las fuentes difusas de la cuenca (fosas sépticas de casas
dispersas por la cuenca, campos de cultivo y ganadería) y a una disminución del
caudal debido a las captaciones de agua de uso privado (existencia de pozos y
fuentes en muchas casas; Fuente : Inventario de puntos de agua proporcionado por el
ACA).
5. 2. Efecto del vertido de la EDAR sobre la comunidad de macroinvertebrados
Según el índice BMWP, el arroyo presenta una calidad biológica mala aguas abajo de
la EDAR, mejorando en el tramo de antes de la EDAR, en la mayoría de los meses
(Tabla 2). La EDAR causa cambios importantes en la composición de la comunidad
bentónica, disminuyendo las familias más sensibles a la contaminación, como los
Ephemeroptera o Tricopteroa y dominando las más tolerantes, como los Chironomidae
y Oligochaeta. No se observa una recuperación completa de la comunidad bentónica
19
500 metros aguas abajo, lo que indica que la capacidad autodepurativa del arroyo aún
es baja.
Tabla 2. Calidad de cada tramo muestreado según el índice BMWP.
Mes Referencia Antes EDAR Después EDAR 500m después EDAR
Enero
Moderada Febrero Mala Mala Mala Mala
Marzo Moderada Moderada Mala Pessima
Abril Mala Moderada Mala Mala
Mayo Mala Mala Mala Mala
Junio Mala Moderada Mala Mala
El valor de la calidad biológica de "moderada" dado por el índice en el tramo de antes
de la EDAR concuerda con el valor dado por la ACA en el punto situado bajo Cànoves.
El tramo escogido como referencia, presenta un valor "malo" de calidad biológica. Al
ser un arroyo de cabecera y en una cuenca forestada y poco urbanizada, se esperaría
que la calidad biológica fuera mayor. Esto puede ser debido a que la regulación de su
caudal, pasando de régimen temporal a permanente, ha conllevado una disminución
de la riqueza de especies, ya que numerosos estudios demuestran que los ríos
temporales tienen más riqueza de especies debido a la heterogeneidad temporal
(Dieterich & Anderson , 2000). Según McCormick et al., (2004), la comunidad de
macroinvertebrados se ve más influenciada por la variación en el oxígeno disuelto que
por la concentración de nutrientes. De esta manera, teniendo en cuenta que el agua
desembalsada proviene del hipolimnion, y de la proximidad al embalse de este tramo,
podría ser que la menor concentración de oxígeno (12,17 ± 2,16 mg/L) del agua
también fuera una causa de la disminución de la calidad biológica de este tramo. El
hecho de que la calidad biológica se recupere antes de la EDAR a pesar del aumento
de las concentraciones de nutrientes procedentes de fuentes difusas puede ser debido
a una mayor heterogeneidad de hábitats (especialmente de presencia de macrófitos)
del tramo de antes de la EDAR y al aumento del oxígeno disuelto en este tramo (13,13
± 2,49 mg/L).
Resumiendo, se puede afirmar que la EDAR disminuye la calidad química del agua,
aumentando la concentración de nutrientes y provocando una ligera eutrofia de este
tramo, con la consecuente disminución de la capacidad autodepurativa del arroyo. La
calidad biológica es mala después de la EDAR ya que ésta cambia la composición de
20
la comunidad de macroinvertebrados, disminuyendo las familias más sensibles a la
contaminación.
Paralelamente, se ha realizado una diagnosis con el programa STREAMES project,
que corrobora que la eficiencia en la retención es baja, ya que según este programa, la
eficiencia de retención potencial para el tramo de bajo la EDAR por el fósforo en forma
de fosfato es de 170 metros y la del nitrógeno en forma de amonio es de 140 metros.
La calidad fisicoquímica del agua es mala, y la biológica pobre.
6. Conclusiones
La eficiencia de retención de nutrientes (Sw) disminuye después de la EDAR, debido
al incremento del caudal y de las concentraciones de nutrientes.
La capacidad de retención (U) aumenta después de la EDAR debido al aumento del
crecimiento de la biomasa algal y del biofilm, como consecuencia del incremento de
las concentraciones de los nutrientes en disolución.
La disminución de la capacidad de asimilación del nitrógeno en forma de amonio
desde el tramo de referencia al tramo de antes de la EDAR refleja el impacto de la
influencia de la actividad humana en el funcionamiento del ecosistema .
La EDAR causa cambios importantes en la composición de la comunidad bentónica,
disminuyendo las familias más sensibles a la contaminación, como los Ephemeroptera,
Plecoptera o Tricoptera y dominando las más tolerantes, como los Chironomidae y
Oligochaeta. No se observa una recuperación completa de la comunidad bentónica
500 metros aguas abajo, lo que indica una baja capacidad autodepurativa del arroyo.
7. Actuaciones
Para mejorar la calidad ecológica de los sistema fluviales, la Comunidad Europea
desarrolló la Directiva Marco del Agua (DMA 2000/60/CE). Uno de los instrumentos
adoptados es la implementación de estaciones depuradoras para reducir el impacto de
la actividad humana en estos sistemas. A pesar de la mejora ecológica que esta
actuación ha supuesto en el arroyo de Cànoves (Picón & Tobella, 2013), ésta presenta
21
una calidad biológica mala y una ligera eutrofización aguas abajo de la EDAR. Esto es
debido a que si bien la EDAR vierte dentro de los límites fijados por la Directiva
91/271/CEE, ésta no tiene en cuenta la capacidad de dilución del medio receptor. En
este caso concreto, el efluente de la EDAR representa entre un 36 y un 72 % del
caudal del arroyo en el punto de vertido, lo que provoca que se vea reducida la
capacidad auto depurativa del arroyo hasta el orden de kilómetros para el amonio, y de
cientos de metros para el fosfato.
Para mejorar la calidad ecológica del tramo de después del vertido de la EDAR se
proponen varias actuaciones:
1. Construcción de un humedal de depuración terciaria.
2. Aumento de la capacidad de autodepuración del arroyo, en el tramo bajo la
EDAR.
7.1. Construcción de un humedal de depuración terciaria
Los humedales artificiales son sistemas naturales de depuración constituidos por
lagunas o canales poco profundos (de menos de un metro) plantados con vegetación
propia de las zonas húmedas con un flujo ordenado del agua y en los que los procesos
de descontaminación tienen lugar por medio de la interacción entre el agua, el sustrato
sólido, los microorganismos, la vegetación e incluso la fauna.
Los antecedentes en la cuenca del Besòs son el terciario de Can Cabanyes
(Granollers), Les Franqueses y Moncada.
En este trabajo se propone la construcción de un humedal de depuración para
disminuir la carga de nutrientes del efluente de la EDAR de Cànoves i Samalús y
aumentar así la eficiencia en la retención y asimilación de nutrientes. Si bien el vertido
de la EDAR está dentro del límite legal de la legislación vigente (Directiva
91/271/CEE), se trata de aguas contaminadas con riesgo de producir fuerte
eutrofización (Tabla 2 y 3).
Tabla 3. Carga vertida por la EDAR de Cànoves i Samalús el año 2012 (Fuente: Consorci per a la
Defensa del Besòs) y límite legal de vertido de las aguas procedentes de la EDAR en zonas sensibles a la eutrofización (Directiva 91/271/CEE).
Parámetro Efluente EDAR Límite legal
MES (mg/L) 4 35
DBO5 (mg O2/L) 3 25
DQO (mg O2/L) 19 125
22
Nt (mg N/L) 4,1 15
Pt (mg P/L) 2,7 2
Tabla 4. Concentraciones medias y desviaciones estándar de los nutrientes analizados en el arroyo de
Cànoves aguas abajo del vertido de la EDAR de enero a junio de 2013, y rango de valores e interpretación de los efectos de estas concentraciones en la calidad del agua (Fuente: Prat et al., en http:/www.diba.cat/parcsn/qualitatrius).
Parámetro Riachuelo Umbral Interpretación
PO43-
-P (mg P/L) 0,04 ± 0,02 0,03-0,09 Aguas que pueden presentar ligeros
síntomas de eutrofización.
NH4
+-N (mg N/L) 0,29 ± 0,6 0,1-0,4 Aguas donde el riesgo de toxicidad puede ser
significativo dependiendo del pH y del tiempo de permanencia.
NO3--N (mg N/L) 14,44 ± 5,04 > 10 Aguas contaminadas. Con riesgo de producir
fuerte eutrofización.
La principal limitación para la implementación de este tipo de sistema es que el caudal
que puede tratar el humedal está limitado a la superficie disponible. Para minimizar el
coste económico, el humedal se debería construir lo más cercano posible a la EDAR,
por lo que, el emplazamiento escogido serían los terrenos situados justo después de
ésta, aguas abajo del punto de vertido, de una media hectárea aproximadamente.
Aunque se utilizara toda su extensión, no se conseguiría tratar todo el volumen vertido
por la EDAR. De esta manera, se ha optado por construir el humedal con una triple
finalidad:
1. Mejora de la calidad del efluente de la EDAR de Cànoves.
2. Creación de hábitat y refugio para la fauna.
3. Uso social y educación ambiental.
7. 1. 1. Mejora de la calidad del efluente de la EDAR de Cànoves
Características y dimensionamiento del humedal
Debido a que uno de los objetivos del humedal es la creación de hábitat y refugio para
la fauna típica de zonas húmedas, se ha optado por un humedal de flujo superficial. En
estos sistemas que combinan humedales con aguas libres, el agua está expuesta
directamente a la atmósfera y circula preferentemente a través de los tallos de las
plantas, proporcionando una lámina de agua accesible para la fauna.
23
El caudal de diseño es de 270 m3/d, lo que representa un 23% del caudal medio diario
vertido por la EDAR. El humedal tiene una relación de 2,5:1, con unas dimensiones de
112,58 metros de longitud y 45,03 m de ancho. La superficie total de depuración es de
0,5 ha (5070 m2). Ésta se divide en una superficie libre -zonas 1, 3 y 5- de 0,27 m2
(270 m2) y una superficie de plantación -zonas 2 y 4- de 0,3 ha (3000 m2).
Las dimensiones de cada zona son: 1) 3,4 m x 45,03 m , 2) 26 m x 45,03 m , 3) 2,6 m
x 45,03 m; 4) 17,3 m x 45,03 m y 5 ) 18,2 m x 45,03 m.
Las zonas 1, 3 y 5 son zonas libres de vegetación destinadas a la acumulación de
agua para laminar la entrada a la zona de vegetación, su posterior recogida, la
decantación de la materia en suspensión y la adsorción de fósforo por parte del
terreno. La profundidad de la zona 1 es de 2,5 m (donde sedimentará la mayoría de la
MES) y el de las zonas 3 y 5 de 1,5 m.
En las zonas profundas se colocarán islas con vegetación que actuarán como refugio
de fauna. También se dejará algún ejemplar de árbol de ribera, para integrar el
humedal y aumentar la capacidad depurativa del sistema.
En el dimensionamiento de la zona vegetada se ha tenido en cuenta el rendimiento del
nitrógeno, y en concreto para el proceso de la desnitrificación, ya que la concentración
de nitratos es superior a la de amonio, por lo que es el factor limitante de la superficie
del humedal. El dimensionamiento no se ha basado en el rendimiento del fósforo
porque requería más superficie de la disponible, y se debe tener en cuenta que la
eficiencia en la remoción de fósforo disminuye a partir del primer año.
La justificación del dimensionamiento de la superficie de depuración requerida y los
rendimientos para cada contaminante figuran en el anexo IV.
Especies vegetales
Las especies propuestas son el carrizo (Phragmites australis) y la enea (Typha sp),
típicas de zonas húmedas. Las raíces y los rizomas de estos macrófitos proporcionan
una superficie adecuada para el crecimiento de la película bacteriana responsable de
la degradación aeróbica de la materia orgánica y la nitrificación, y para la adsorción del
fósforo de la columna de agua. A parte, los macrófitos también contribuyen al ciclo del
fósforo y el nitrógeno por medio de la asimilación durante la época de crecimiento,
aunque supone un porcentaje bajo de la remoción (1-5 % del fósforo total del flujo,
House & Casey, 1989). Debido a que la eliminación del fósforo es menor que la del
amonio, se propone potenciar la colonización del espacio vegetado por la boga, debido
24
a que presenta un mayor rendimiento en la remoción de este nutriente (Llorens et
al.,2009). Para mejorar la biodiversidad y calidad paisajística se propone la
introducción de lirio amarillo (Iris pseudacorus) y la salicaria (Lythrum salicaria).
Debido a que el efluente de la EDAR tiene una carga baja de DBO5, se hará recircular
un 7,7% directamente del afluente de la EDAR hacia el humedal para aportar la
materia orgánica suficiente para asegurar una desnitrificación completa. La captación
del agua residual se realizará por medio de arquetas que conducirán el caudal a la
cabecera del humedal, desde donde será distribuido en el lecho mediante tuberías
perforadas o canales que lo repartirán uniformemente .
Emplazamiento
La construcción del humedal supondrá una tala de las especies vegetales presentes
en la zona y una excavación del terreno. El inventario hecho en la zona del humedal
muestra la presencia de un bosque mixto de encinas y pinos con un bosque de ribera
poco estructurado, con ejemplares jóvenes, y con presencia de especies alóctonas
como los plátanos (Platanus hybrida) y especies invasoras como la robinia (Robinia
psedoacacia). Por lo que se cree que la construcción del humedal no afectaría la
calidad del hábitat. Sin embargo, se ha decidido preservar algunos ejemplares y
potenciar una zona de ribera próxima a la orilla que se encuentra en un buen estado
de conservación.
La eliminación de los plátanos se hará por medio de la tala de los ejemplares
presentes en la zona. En cuanto a la eliminación de la falsa acacia, la bibliografía
existente muestra que la eliminación por métodos mecánicos no es suficiente, debido
a la gran capacidad de rebrote de esta especie. Es por este motivo que actualmente
se están empleando métodos químicos, consistentes en la inyección de herbicida al
floema de la planta a través de orificios perforados en la base del tronco, y la posterior
tala de los ejemplares. El herbicida más efectivo és el glifosfato o el triclopireno.
Debido a que se trata de herbicidas con toxicidad alta (Categoría C), no selectivos y de
persistencia elevada, su aplicación será localizada y llevada a cabo por operarios
cualificados para evitar la posible pérdida por lixiviación, que afectaría a la fauna
acuática.
Después de la actuación sobre la vegetación, se hará una siembra con una selección
de especies comunes de ámbito mediterráneo, tipo gramínea y leguminosas (Festuca
arundinacea, Lolium perenne, Trifolium repens, etc.) para evitar los procesos erosivos
y la colonización por parte de especies invasoras. Para proteger las semillas, se
25
triturarán los restos vegetales procedentes de la tala y se esparcirán por encima,
actuando como mulch. La viabilidad de la siembra se asegurará con una dosis
suficientemente alta para hacer frente a la depredación (pájaros, hormigas, etc.) de
20-30 g/m2. También se aprovecharán los suelos extraídos del decapado de las zonas
excavadas para el humedal.
7. 1. 2. Creación de hábitat y refugio para la fauna
Para la creación de hábitat y refugio para la fauna típica de zonas húmedas se
propone la creación de una balsa adyacente al humedal de depuración, que se
alimentará de su efluente para mantener una lámina de agua constante.
Para diversificar los ambientes dentro de la balsa, en los márgenes se combinarán
zonas con vegetación (Carex vulpina, Iris pseudacorus y Scirpus holoschoenus) y
zonas con grava y roca. En la zona de entrada del agua y en la zona más profunda se
instalará enea y carrizo (Thypha sp .y Phragmites australis). En la zona final se
plantarán especies arbustivas típicas de estos ambientes (Carex sp).
La balsa actuará como un punto de cría para consolidar las poblaciones de anfibios
presentes en la zona como: la reineta, el sapo y el sapo común, y de reptiles como: la
culebra de agua o el lución. También favorecerá otros organismos como libélulas,
moluscos y pulgas de agua, imprescindibles para mantener la buena calidad del agua.
En cuanto al humedal, el desarrollo de las comunidades vegetales actuarán como
refugio para especies presentes en la zona, como las aves. Las especies de aves más
comunes son: el tornillo, el ruiseñor, el gorrión de seto, la oropéndola y el carbonero
colilarga.
Para favorecer la población de lepidópteros, se propone la creación de un "jardín de
mariposas" en los espacios adyacentes al humedal y la balsa. En las proximidades de
las zonas húmedas se pondrán plantas con flores, agrupadas por colores y tamaños,
ya que hay mariposas que son más atraídas por un color u otro. En los espacios entre
plantas se sembrarán leguminosas (Trifolium sp.) y gramíneas, ya que son alimento de
algunas orugas, y se dejarán espacios vacíos para que puedan crecer plantas
ruderales, como los cardos o el hinojo, que son fuente de alimento de las mariposas
adultas, de orugas y también de otros insectos. En las zonas más alejadas, se
plantarán aromáticas, ya que la escasez de agua potencia la producción de flores y de
olor.
26
7. 1. 3. ÚUso social y educación ambiental
Una de las claves para el éxito de cualquier proyecto de restauración ambiental es la
aceptación social de la población de la zona. Es por este motivo que es muy
importante hacer partícipe a la población y acercarla a este tipo de ecosistema.
Para conseguir este objetivo se propone la realización de visitas guiadas a la EDAR de
Cànoves i Samalús y el humedal de depuración, y la instalación de una zona de
acecho de aves para el reconocimiento de la fauna propia de las zonas húmedas. Este
se situará en una isla al final del humedal (zona 5) tocando al margen, para integrar
esta estructura al máximo con el entorno .
Para mejorar la accesibilidad y debido a la existencia de la red de senderos
señalizados del Parque Natural del Montseny (de pequeño y gran recorrido), se
propone la creación de un itinerario de naturaleza que una el núcleo histórico de
Cànoves con el humedal.
El recorrido comenzaría en Cànoves, donde cogería el Camí del Veïnat, que
transcurre paralelo a la carretera BP-5107. Una vez en el veïnat de Can Ribes
(urbanización de Rosalía), el sendero pasaría por el Molí de Can Ribes (finca privada)
y atravesaría la carretera donde actualmente hay un sendero que conduce a una
parcela agrícola. Para que la frecuentación de visitantes no interfiriera en la actividad
agrícola de la zona, se propone hacer pasar el itinerario bordeando el campo
siguiendo el curso del arroyo hasta la altura del humedal, momento en que se debería
de pasar al otro cauce, por medio de una pasarela de madera tipo palanca. Este tipo
de pasarela sólo está fijada a uno de los dos márgenes, lo que permite que en caso de
avenida, ésta se desplace a un lado del cauce sin obstaculizar el paso del agua. Este
recorrido quedaría conectado aguas abajo con la urbanización de Ca l’Esmandia
debido a la existencia de un camino.
27
Para la creación del nuevo tramo del sendero, habría que hacer un desbroce de la
zona y una tala de los ejemplares que obstaculizaran el trazado del camino teniendo
en cuenta la estructura forestal de la zona a la hora de decidir, en su caso, cortar algún
árbol, priorizando los ejemplares alóctonos en el momento de definir el recorrido. Para
delimitar el trazado del camino se instalarán márgenes de madera. Se utilizará la
madera de los plátanos procedentes de la tala del terreno donde se ubicará el
humedal. Para evitar el deterioro del camino debido a la erosión producida por la
escorrentía superficial y el paso de la gente, se propone peraltar el camino (un 2-3 %
en dirección al arroyo) y la colocación de costillas de piedras. Esta técnica se basa en
la colocación de piedras transversales al camino para retener el terreno donde se está
excavando la plataforma o perdiendo volumen del suelo.
Al tratarse de un itinerario de naturaleza, se instalarán paneles explicativos de las
especies vegetales y animales típicas de la zona de ribera. Debido a que se podrían
producir inundaciones (PEF Besòs, Diagnosis de la inundabilidad del espacio fluvial),
se debería colocar un cartel a la entrada del camino, en la intersección con la
carretera, donde se informara de que se trata de una zona inundable y de las
precauciones a tomar.
7 .2. Aumento de la capacidad de autodepuración del arroyo
Debido a que el caudal tratado por el humedal representa sólo el 23% del efluente de
la EDAR, ya que éste supone la mitad del caudal del arroyo después del punto de
vertido de la EDAR, se cree que no se conseguirá una reducción de la concentración
de los nutrientes del arroyo suficiente para alcanzar el buen estado ecológico de esta
masa de agua para el 2015.
Es por este motivo que se proponen una serie de actuaciones encaminadas a
favorecer la asimilación de los nutrientes:
1. Aplicar técnicas de bioingeniería para potenciar las zonas de retención
hidráulica dentro del arroyo.
2. Restaurar la conectividad vertical con la zona hiporreica.
3. Potenciar la función de ecotono del bosque de ribera adyacente al humedal de
depuración.
28
7. 2. 1. Aplicar técnicas de bioingeniería para potenciar las zonas de retención
hidráulica en el arroyo
La rectilinización del trazado del arroyo y la escollera del margen izquierdo después
del vertido de la EDAR han provocado la sobreexcavación del lecho y el aumento de la
velocidad del agua. Esto, junto con el aumento del caudal del arroyo como
consecuencia del vertido de la EDAR, ha hecho disminuir el tiempo de residencia
hidráulica, y por tanto, el tiempo de contacto entre la columna de agua y el sedimento,
resultando en una disminución de la capacidad de asimilación y retención de los
solutos transportados. Para restablecer la funcionalidad del arroyo, se aumentará la
anchura del cauce y se instalarán deflectores vegetados en los márgenes para que el
trazado sea más sinuoso. Además, los deflectores actuarán ralentizando la velocidad,
lo que supondrá un aumento del tiempo de retención y la creación de nuevas zonas de
retención hidráulica transitoria que favorecerán la disminución de la carga de
nutrientes debido a la asimilación por parte de la biota y los macrófitos (Schulz et
al.,2003, Lupon 2009). También se verá incrementado el intercambio de solutos con la
zona hiporreica (Hendricks & White, 1988), y se crearán nuevos hábitats y refugios
para la fauna.
Hay que tener en cuenta que esta zona está clasificada como inundable, por lo que
habrá de asegurarse de que una crecida no se lleve las estructuras .
7. 2. 2. Restaurar la conectividad vertical con la zona hiporreica
Diferentes estudios han correlacionado la eficiencia en la retención de amonio con la
comunidad microbiana existente en la zona hiporreica, entendida como los espacios
intersticiales del sedimento (Ej. Espacios entre piedras y/o raíces, D'Angelo et
al.,1991; Sabater , 2000). Este transporte vertical depende de la granulometría del
sustrato. Se puede ver disminuido por la colmatación de los espacios intersticiales del
sedimento debido a la aportación de sólidos provenientes de la EDAR (carbono
orgánico disuelto -COD- y flóculos de bacterias), produciendo un fenómeno conocido
como acorazamiento.
29
Para restablecer la conexión entre la columna de agua y la zona hiporreica, se
propone soltar un gran volumen de agua del embalse simulando los periodos de
avenida naturales, a fin de eliminar el exceso de lodos del cauce del río. Debido a que
se trata de un arroyo mediterráneo, el desembalse debería llevarse a cabo dos veces
al año, coincidiendo con el período de lluvias de otoño y primavera. Con el fin de
comprobar el restablecimiento de la conexión, se podrían tomar muestras de la fauna
hiporreica, ya que tarda más en recuperarse que la bentónica, por lo que sería mejor
indicador de la salud fluvial que los macroinvertebrados.
7. 2. 3. Potenciar la función de ecotono del bosque de ribera adyacente al
humedal de depuración
Con el fin de disminuir la carga de nutrientes que llegan por la escorrentía superficial al
río se ha decidido preservar y potenciar una zona de ribera próxima a la orilla que se
encuentra en un buen estado de conservación. Se preservarán dos olmos, de 4 m de
perímetro y una altura de 7-8 m aproximadamente y los ejemplares de aliso, debido a
que los alisares están catalogadas como hábitats protegidos prioritarios (Alno-Padion,
HIC prioritario: 91E0) según el Plan del parque Natural del Montseny. Sin embargo,
como el aliso es una especie nitrificadora, no se potenciará su presencia, sino que se
controlará con la plantación de especies de ribera potenciales de la zona (CEDEX),
como el fresno, el avellano, el álamo y el gatillo. Estas especies reducen la carga de
nitrógeno disuelto mediante procesos de desnitrificación. Los plátanos se talarán y las
robinias se eliminarán.
7. 3. Otras consideraciones: restauración del tramo anterior a la EDAR
Con el fin de disminuir la carga de nutrientes que llega al tramo de después de la
EDAR, sería necesario hacer una restauración ambiental del tramo aguas arriba de la
EDAR.
Las actuaciones propuestas son :
Reforzar la orilla con macrófitos para retener y asimilar los nutrientes
provenientes de la escorrentía superfical y la contaminación difusa.
Revisar que todas las casas de las urbanizaciones dispongan de conexión a la
red de aguas residuales. Asegurarse de que los pozos muertos de las casas no
contectadas sean realmente impermebles y que se haga una correcta gestión
del vaciado.
30
Mejorar las prácticas agrícolas.
Recuperar la zona de la orilla ocupada por campos de cultivo en espacios
inundables.
Gestión del embalse para simular los regímenes de avenida
Disminuir el impacto puntual de los colectores de aguas pluviales con la
construcción de tanques de tormenta.
31
8. Bibliografía
Alba-Tercedor, J.; Sánchez-ortega, A. (1988). Un método rápido y simple para evaluar la calidad biológica
de las aguas corrientes basado en el de Hellawell. Limnetica, 4: 51-56.
Alexander R. B, Bohlke J. K., Boye E. W., David M. B., Harvey J. W., Mulholla P. J., Seitzinger S. P.,
Tobias C. J., Tonitto C., Wollheim W. M. (2009) Dynamic modeling of nitrogen losses in river networks
unravels the coupled effects of hydrological and biogeochemical processes. Biogeochemistry 93:91–116.
Baker, A. (2003) Land use and wàter quality. Hydrological processes 17:2499-2501.
D’Angelo, D.J., Webster, J.R., Benfield, E.F. (1991). Mechanisms of stream phosphorus retention: An
esperimental study. Journal of North American Benthological Society, 10:225-237.
Cardenas M. B. (2009) Stream‐aquifer interactions and hyporheic exchange in gaining and losing sinuous
streams. Water Resources Research, Vol 45
Casey H. R. T, Clatke R. T. And Smith S. M. (1993) Increases in nitrate concentrations in the river Frome
(Dorset) catchment related to changes in land use, fertilizer Applications and sewage inputs. Chemistry
and Ecology 8: 105-117.
Dieterich, M. & N. H. Anderson (2000). The invertebrate fauna of summer-dry streams in western Oregon.
Archiv fu¨ r Hydrobiologie 147: 273–295.
Elwood, J. W., J. D. Newbold, R. V. O’Neill, and W. Van Winkle (1982),Resource spiralling: An operational
paradigm for analyzing lotic ecosystems,in Dynamics of Lotic Ecosystems, Edited by T. D. Fontaine and S.
M. Bartell, pp. 3 – 27.
Fisher S. G.,Grimm N. B., Martí E., Holmes R. M., Jones J. B. (1998) Material spiraling in streams
corredors: a telescoping ecosystem model. Ecosystems 1: 19-34.
Lamberti G. A., Gregory S. V.,, Ashkenas L. R., Wildman R. C., Steinman a. D. (1989) Influence of channel
geomorphology on retention of dissolved and particulate matter in a cascade mountain stream, USDA
Forest Service Gen. Tech. Rep. PSW-110.
Gordon N. D., McMahon T. A., Finlayson B. L. (1992). Stream Hydrology: an introduction for ecologist.
John Viley & Sons Ltd., Chichester, England.
Gücker, B., Brauns, M., & Pusch, M. T. (2006). Effects of wastewater treatment plant discharge on
ecosystem structure and function of lowland streams. Journal of the North American tenthological Society,
25, 313–329.
Haggard BE, Storm DE, Stanley EH.(2001) Effect of a point source input on stream nutrient retention. J
Am Water Resour Assoc;37:1291–9.
Hall, R.O., Bernhardt, E.S., & Likens, G.E. (2002). Relating nutrient uptake with transient storage in
forested mountain streams. Limnology and Oceanography, 47:255-265.
Hart, B. T., P. Freeman, and I. D. McKelvie (1992), Whole-stream phosphorus release studies: Variation in
uptake length with initial phosphorus concentration, Hydrobiologia, 235/236, 573– 584.
32
Hendrickss,. P., D. S. White. (1988). Hummocking by lotic Chara: observations on alterations of hyporheic
temperature patterns. Aquatic Botany 31:13-22.
Heathwaite A. L., Johnes P. J., Peters N. E. (1996). Trends in nutrients. Hydrological Processes 10:263-
293.
House, W.A.&Casey, H. (1989). Transport of phosphorus in rivers. In Phosphorus Cycles in Terrestrial and
Aquatic Ecosystems Regional Workshop 1: Europe, ed. H. Tiessen. Saskatchewan Institute of Pedology,
Canada, pp. 251-82.
Jarvie HP, Haygarth PM, Neal C, Butler P, Smith B, Naden PS, (2008). Stream water chemistry and quality
along an upland–lowland rural land-use continuum, south west England. J Hydrol ;350:215–31.
Jordan T. E., Weller D. E. (1996) Human contributions to terrestial nitrogen flux. Bio Science 46: 655-664.
Kosmala, A., Charvet, S., Roger, M.-C., & Faessel, B. (1999).Impact assessment of a wastewater
treatment plant effluent using instream invertebrates and the Ceriodaphnia dubia chronic toxicity test.
Water Research, 33, 266–278.
Larra Borrero, J. A. (1999) Depuración de aguas residuales municipales con humedales artifiales, Treball
de final de màster. Universitat Politècnica de Catalunya.
Lupon Navazo, A. (2009) Estudi experimental sobre la influència dels deflectors fluvials en la retenció de
nutrients, Departament d’Ecologia, Director de l’article: Francesc Sabaté.
Llorensa E , Matamorosb V, Domingoc V, Bayonab J. M, García J. (2009). Water quality improvement in a
full-scale tertiary constructed wetland: Effects on conventional and specific organic contaminants. Science
of the total environmental 407: 2517-2524.
Malmqvist B, Rundle S, (2002). Threats to the running water ecosystems of the world. Environ Conserv
29(2):134–53.
Martí E., Grimm N. B., Fisher S. G. (1997) Pre and post-flodd retention efficiency of nitrogen in a Sonoran
Desert stream. Journal of the North American Benthological Society 16: 805-819.
Marti E, Aumatell J, Gode L, Poch M, Sabater F. (2004) Nutrient retention efficiency in streams receiving
inputs from wastewater treatment plants. J Environ Qual 33:285–93.
Merseburger, G (2006). Nutrient Dynamics and metabolism in Mediterranean streams affected by nutrients
inputs from human activities. Tesi doctoral. Departament d’Ecologia. Universitat de Barcelona.
McCormick, P. V., R. B. E. Shuford III & P. S. Rawlik (2004). Changes in macroinvertebrate community
structure and function along a phosphorus gradient in the Florida Everglades. Hydrobiologia 529: 113–
132. (Gasith & Resh, 1999).
Murphy, J., Riely, J.P. (1962). A modified single solution method for the determination of phosphorus in
natural waters. Anal. Chim.27, 31–36.
Newbold,J. D., J.W. Elwood,R.V. O’Neill, andW.V.Winkle (1981),Measuring nutrient spiralling in streams,
Can. J. Fish. Aquat. Sci., 38, 860–863.
33
Ortiz JD, Martí E, Puig M A, (2005) Recovery of the macroinvertebrate community below a
wastewatertreatment plant input in a Mediterranean stream. Hydrobiologia 545:289–302
Ortiz JD, Puig M A (2006) Point source effects on density, biomass and diversity of benthic
macroinvertebrates in a mediterranean stream
Paul, M. J. & J. L. Meyer, (2001). Streams in the urban landscape.Annual Reviews of Ecology and
Systematics 32: 333–365.
Peterson, B., et al. (2001), Control of nitrogen export from watersheds by headwater streams, Science,
292, 86–90.
Poole GC, O'Daniel S. J, Jones, Woessner A, Bernhardt E. S., A. M. Helton, Stanford J. A., Boer B. R.,
Beechie T. J. (2008) ) Hydrologic spiralling: the role of multiple interactive flow paths in stream
ecosystems. River. Res. Applic.
Pla General d’Ordenació Urbanística Municipal de Cànoves i Samalús (2010) Consultora de Servicios
Globales Medioambientales.
Prat, N; Rieradevall M., Fortuño P. (2012) Metodologia F.E.M. per a l’avaluació de l’ESTAT ECOLÒGIC
dels rius Mediterranis, Departament d'EcologiaUniversitat de Barcelona, Fresh Water Ecology and
Management Research Group
Prenda, J., & Gallardo-Mayenco, A. (1996). Self-purification, temporal variability and the macroinvertebrate
community in small lowland Mediterranean streams receiving crude domestic sewage effluents. Archiv für
Hydrobiologie, 136,159–170.
Sabater, F., Butturini, A., Martí, E., Muñoz, I., Romaní, A., Wray, J., & Sabater, S. (2000). Effects of
riparian vegetation removal on nutrient retention in a Mediterranean stream. Journal of the North American
Benthological Society, 19:609-620.
Schulz, M., Kozerski, H. P., Pluntke, T. & Rinke, K. (2003). The influence of macrophytes on sedimentation
and nutrient retention in the lower River Spree (Germany). Water Research, 37:569-578.Stream
Solute Workshop (1990) Concepts and Methods for Assessing Solute Dynamics in Stream Ecosystems.
Journal of the North American Benthological Society, 9:95-119
Svendsen LM, Kronvang B. Retention of nitrogen and phosphorus in a Danish lowland river system—
implications for the export from the watershed. Hydrobiologia 993;251:123–35.
Von Schiller D, Martí, E, Riera JL, Ribot M, Argerich A, (2008)– Inter-annual, annual, and seasonal
variation of P and N retention in a perennial and an intermittent stream, Ecosystems,
Wallace, J. B. & R. W. Merritt, (1980). Filter-feeding ecology of aquatic insects. Annual Review of
Entomology 25: 103–132.
Walsh CJ, Roy AH, Feminella JW, Cottingham PD, Groffman PM,
Morgan II RP (2005).The urban streamsyndrome: current knowledge and the search for a cure. J North
Am Benthol Soc 24(3):706–23.
34
Valett H. M., Morrice, J. A., Dahm C. N., Campana M. E. (1996). Parent lithology, surface-groundwater
exchange, and nitrate retention in headwater streams. Limnol. Oceanogr. 41:333–345.
Webster, J., and B. Patten (1979), Effects of watershed perturbation onstream potassium and calcium
dynamics, Ecol. Monogr., 49, 51– 72.
Webster, J. R., Mulholland P. J., Tank J. L., Valett H. M., Dodds W. K, Peterson B. J., Bowden W. P.,
Dahm C. N., Findlay
S., Gregory
S. V., Grimm
N. B., Hamilton
S. K., Johnson
S. L., Martí
E., Mcdowell
W.
H., Meyer J. L., Morrall
D. D., Thomas
S. A., Wollheim
W. M. (2003), Factors affecting ammonium uptake in
streams-An interbiome perspective, Freshwater Biol., 48, 1329–1352
Wilcock R.J., M.R. Scarsbrook, K.J. Costley, and J.W. Nagels. (2002). Controlled release experiments to
determine the effects of shade and plants on nutrient retention in a lowland stream. Hydrobiologia.
485:153-169.
Withers P. J. A. & Jarvie H. P. (2008). Delivery and cycling of phosphorus in rivers: A review Stream
restoration strategies for reducing river nitrogen loads.Science of the total environament 400: 379-395.
Wright, I. A., Chessman, B. C., Fairweather, P. G., & Benson, L. J. (1995). Measuring the impact of
sewage effluent on the macroinvertebrate community of an upland stream: The effect of different levels of
taxonomic resolution and quantification. Australian Journal of Ecology, 20, 142–149.
Normativa:
Directiva 91/271/CEE, sobre el tractament d’aigües residuals urbanes.
Directiva Marc en política d’Aigües (DMA) 60/2000/CE.
Pàgines web consultades:
Agència Catalana de l’Aigua, consulta del document IMPRESS
http://aca-web.gencat.ca
Guia visualinteractiva de la vegetación de ribera española, CEDEX (Cnetro de Estudios i Experimentación
de Obras Públicas), Ministerio de agricultura, alimentación y medio ambiente.
http://vegetacionderibera.cedex.es/
PEF Besòs, Diagnosi de la inundabilitat de l'espai fluvial
http://aca-web.gencat.cat/aca/documents/
Programa de qualitat ecològica dels rius, Freshwater Ecology and Management:
http://ecobill.diba.cat/
STREAMES project (Human effects on nutrient cycling in fluvial ecosystems: The development of an
Expert System to assess stream wàter quality management at reach scale,
https://sites.google.com/site/streamesedss/