Artículos

 

Metal particulado en el estuario del Río Ulla: Estado de la contaminación y sus fuentes (Ría de Arosa, NO de la Peninsula Ibérica)

 

Particulate metal in the Ulla River estuary: State and sources of contamination (Arosa Ria, NW Iberian Peninsula)

 

R Prego^1*, MJ Belzunce², A Cobelo¹, E Helios-Rybicka³

 

¹ Marine Biogeochemistry Research Group, Instituto de Investigaciones Marinas, CSIC, Vigo, Spain. *E-mail: prego@iim.csic.es

² AZTI, San Sebastián, Spain.

³ Faculty of Geology, Geophysics Environmental Protection, University of Mining and Metallurgy, Krakow, Poland.

 

Recibido en febrero de 2008.
Aceptado en agosto de 2008.

 

Resumen

Se cuantificaron los contenidos de metales en el sedimento superficial y la materia particulada en suspensión (SPM) en el estuario del Río Ulla. Los resultados no indican contaminación por Cd, Fe y Pb, pero si por Cr, Cu, Mn, Ni y Zn. Estos metales son retenidos principalmente en los sedimentos de dos zonas del estuario antes de alcanzar la ría de Arosa. La primera trampa de metales se encuentra en la cabecera del estuario, donde ocurre la mezcla estuárica. En ella la SPM transportada por el Río Ulla contribuye con Cu, Mn, Ni y Zn, mientras que el Río Sar aporta aguas residuales y Cr. La segunda trampa de metales se encuentra en la desembocadura del estuario (cabecera de la ría), donde los sedimentos presentan una dinámica baja y se encuentran fondeadas bateas de mejillón. Esa zona se halla contaminada por Cu y Cr, metales abundantes en la SPM que logra atravesar una barra arenosa somera ubicada antes de la boca del estuario.

Palabras clave: estuario, metal, sedimento, SPM, Río Ulla.

 

Abstract

The metal content measured in surface sediment and suspended particulate matter (SPM) samples collected from the Ulla River estuary (NW Spain) showed evidence of contamination by Cr, Cu, Mn, Ni, and Zn, but not by Cd, Fe, and Pb. The metals are trapped mainly in the sediment of two estuary zones, just before they reach the Arosa Ria. The first zone is located at the estuary head, where estuarine mixing occurs and the SPM from the Ulla River contributes Cu, Mn, Ni, and Zn, while the Sar River discharges urban waste and Cr. The second zone is located at the estuary mouth (ria head), where a weak sediment dynamics and the presence of mussel rafts results in contamination by Cu and Cr, metals that are abundant in the SPM that manages to traverse a shallow sand bar found before the estuary mouth.

Key words: estuary, metal, sediment, suspended particulate matter, Ulla River.

 

Introducción

Las corrientes fluviales han sido uno de los primeros y más importantes ambientes alterados por la influencia humana. Los metales transportados hacia el agua de los ríos y sus sedimentos han alterado los estuarios prístinos de tal manera que se han contaminado muchos sistemas costeros (Clark 2001). Por ello casi todos los ríos caudalosos europeos, y sus estuarios, presentan concentraciones de metales disueltos y particulados superiores a los niveles naturales (Laslett y Balls 1995, Frignani et al. 1997, Zwolsman et al. 1997, Stevenson y Ng 1999, Cearreta et al. 2000), lo que se debe sobre todo a vertidos urbanos e industriales. En el noroeste de la península Ibérica los cursos de agua que desembocan en la cabecera de las rías gallegas representan las principales contribuciones tierra-océano (Vergara y Prego 1997) y son causa de la circulación residual en las rías (Prego y Fraga 1992). La investigación científica realizada hasta el presente no ha abordado el enriquecimiento por metales en las zonas estuaricas de esos ríos (Prego y Cobelo-García 2003). Es conocido que las aguas dulces de los ríos Tambre, Lérez y Oitavén, que desembocan en las mayores rías (Muros, Pontevedra y Vigo, respectivamente), no están contaminadas por metales (Antelo y Arce 1996). Sin embargo ese no es el caso del Río Ulla, cuyo aporte es el principal de agua continental a la más grande de las rías gallegas: Arosa. En ella se ha indicado contaminación de sedimentos por metales (Real et al. 1993, Belzunce et al. 1997), aunque la parte correspondiente al estuario del Ulla no fuese incluida en tales estudios. Por ello este trabajo tuvo como objetivo investigar la presencia de metales en el estuario del Ulla, tanto en el compartimiento correspondiente al sedimento como en el correspondiente a la materia particulada en suspensión (SPM) de la columna de agua.

 

Material y metodos

Zona de estudio

El estuario del Río Ulla (fig. 1) es un área natural de interés faunístico con una longitud de 7 km que abarcan desde el pueblo de Carril, como extremo de mayor salinidad, hasta el pueblo de Padrón, límite de la influencia mareal y del agua dulce. El estuario tiene un relieve llano con riveras sinuosas rellenadas con sedimentos de aluvión: bancos de arenas gruesas alternando en partes más profundas con grano más fino compuesto por caolinita e ilita y, en menor cantidad, por gibsita, vermiculita y septeclorita (Koldijk 1968).

El sistema costero está constituido por dos compartimientos adyacentes: la ría de Arosa (230 km² y 4.54 km³) y el Río Ulla (2804 km² y 79 m³ s^-1). En la frontera de la ría con la boca del estuario se practica el cultivo de bivalvos en el sedimento en torno a la isla de Cortegada (estación 14, fig. 1) y también el de mejillones en bateas (estaciones 15 y 16, fig. 1). La actividad industrial en las riveras del estuario son escasas: madera, curtidos y productos derivados de la leche en el área de Padrón. Al Río Sar (8.5 m³ s^-1) vierte la planta de tratamiento primario de los residuos urbanos de Padrón y, aguas arriba, otra de Santiago de Compostela, la cual degrada la calidad de sus aguas (Antelo y Arce 1996). En la parte media de la cuenca del Ulla hay una mina de cobre (IGM 1975) que explotó una mena de calcopirita desde 1975 hasta 1983.

Muestreo y análisis

El muestreo se realizó en mayo de 1995 (caudal del Río Ulla: 56 m³ s^-1) desde un bote de 12 m de eslora dotado de sonda de profundidad. En los 7 km del estuario mesomareal del Ulla (fig. 1) se recogieron en contracorriente durante el flujo de marea 16 muestras de sedimento superficial y 5 de agua estuarica en superficie de la columna de agua. El sedimento fue extraído utilizando una pequeña draga van Veen de 3.5 L de capacidad y el agua a mano desde la borda en botellas de PVC (estaciones 1, 4, 7, 11 y 15). La temperatura y salinidad se midieron in situ con un termómetro y un refractómetro Arhen Chemical.

Las muestras se tamizaron a través de una malla de 63 μm salvo en el caso de que esta fracción fuese nula, empleándose entonces un tamiz de 500 μm; para algunas muestras específicas se recogió la fracción inferior a 2 μm. Anteriormente al tamizado las muestras se lavaron con agua Mill-Q. Esto se hizo en seco con tamiz de polietileno para la fracción <500 μm, en húmedo para la fracción <63 μm, y las arcillas (<2 μm) se extrajeron por sedimentación. Las muestras de sedimento húmedo correspondientes a <63 y <2 μm se secaron en estufa a 100°C y su cantidad fue pesada. La SPM se extrajo por filtración de las muestras de agua a través de filtros de policarbonato (Nucleopore: 0.45 μm) previamente pesados y lavados con ácido. El filtro con la SPM fue secado a 60°C, pesado y finalmente guardado en cajas de Petri hasta su análisis.

Los análisis de metales en el sedimento se llevaron a cabo, tras digestión previa de las muestras, mediante espectrometría de absorción atómica por llama o cámara de grafito (Varian, Australia). La digestión de las muestras se realizó utilizando el método propuesto por Loring y Rantala (1992). Se digirieron muestras de sedimento de 5 g en bombas de teflón mediante una mezcla de HF (6 mL) y agua regia (HNO₃:HCl 1:3 v/v, 1 mL) a 130°C durante 2 h. El proceso se repitió hasta asegurar una digestión total de la muestra, y, una vez frías, fueron diluidas a 50 mL y se les añadiron 5.6 g de H₃BO₃. Los filtros se digirieron en bombas de teflón con una mezcla de HF (2 mL) y agua regia (HNO₃:HCl 1:3 v/v, 0.5 mL) a 130°C; las disoluciones obtenidas se diluyeron a 25 mL y se les añadió 0.93 g de H₃BO₃. Las muestras así tratadas fueron almacenadas a 4°C hasta el momento de su análisis. A fin de controlar la eficiencia del procedimiento analítico se analizó material de referencia MESS-1.

 

Resultados

Las concentraciones de metales en el sedimento del estuario del Ulla variaron dentro de un amplio rango (tabla 1). En comparación con resultados obtenidos en otros estuarios, tanto prístinos como contaminados, (e.g. Bryan y Langston 1992, Hornberger et al. 1999) dichos niveles sugieren la existencia de una influencia antropogénica sobre el Ulla. Su estado de contaminación puede cuantificarse mediante el cálculo de los factores de enriquecimiento (EF) definidos por Hakanson (1980) como el cociente CV/BV, donde CV representa la concentración medida en el estuario y BV el valor natural de fondo en dicha área (table 2). Los EF a lo largo del estuario se indican en la figura 2. Para Cd, Fe y Pb no hay evidencia de contaminación ya que sus EF fueron próximos a 1, lo que equivale a los niveles naturales. En cuanto a Zn hay, en general, una contaminación moderada (EF en torno a 2). No obstante, el Zn junto con Cr, Cu y Ni presentaron un alto nivel de contaminación (EF = 7-11) en las estaciones 3 y 4. Además, las concentraciones de Cu, Ni y Zn en el sedimento superficial del estuario tienen una misma fuente (fig. 3). Ello es usual cuando hay un origen antropogénico común (Birch et al. 1996, Cearreta et al. 2000). Aunque Real et al. (1993) señalaron a los efluentes urbanos de Padrón como la fuente más significativa de Zn, esto no se confirma por las ecuaciones precedentes ni tampoco por los niveles de Zn en la SPM del Río Ulla (tabla 3) pues la blenda está normalmente presente en las minas de calcopirita en esa área, al igual que en el curso del Ulla (Mirre 1990).

Tabla 2

 

Discusión

La sedimentación de fango entre las estaciones 3 y 8 coincide con la máxima concentración de metales en lo que se puede definir como una primera trampa en el estuario (estación 4, salinidad 24, tabla 3). La SPM transportada por el río a la estación 1 (tabla 3) es rica en Al, Fe, Cd, Cu, Mn y Zn. Sus concentraciones se normalizaron con respecto al aluminio (Hanson et al. 1993) para asegurarse si estos niveles tienen un origen antropogénico, resultando en que la principal fuente de contaminación para la SPM no proviene del Río Ulla dado que dicha contaminación se localiza junto a la desembocadura de su tributario Río Sar (estación 4). Después de ese punto solamente Cd y Ni mostraron nuevos máximos (estación 11) en sus relaciones [Me]/[Al]. La principal fuente para ambos metales debe ser el transporte fluvial ya que no existe actividad antropogénica en las márgenes. Se puede proponer a los depósitos existentes en la mina abandonada de Brandelos como posible origen de ese transporte. Lo mismo se puede decir para las altas concentraciones de Mn medidas en la cabeza del estuario (estación 1, tabla 1) que provendrían de las anfibolitas presentes en el entorno de la mina. Real et al. (1993) sugirieron que el Mn tiene un origen natural en la ría de Arosa; no obstante su presencia puede incrementarse por los granates en la ganga de la mina de cobre (Mirre 1990), al igual que se ha detectado en otros estuarios (Birch 2000).

Después de la desembocadura del Río Sar en el estuario del Ulla las concentraciones de SPM aumentan hasta cinco veces (el Río Ulla es pobre en SPM [2.8 mg L^-1], pero rico en metales) y, con excepción del Cu, las concentraciones de metales son altas (estación 4, tabla 4). En esta parte del estuario hay un pico en las concentraciones de Cr, Cu, Ni y Zn en el sedimento, junto con otro secundario de Mn (fig. 2). También los contenido de metales en la SPM, normalizados con el Al, son muy altos (tabla 4). El principal factor responsable de ello debe ser la materia orgánica de origen urbano procedente del Sar, un río degradado (Antelo y Arce 1996). Por otra parte, las tenerías (Conrad et al. 1976) localizadas en Padrón son la causa más probable de los altos niveles de Cr a partir de la estación 3.

La depresión en el fondo del estuario (estaciones 6-8, fig. 1) coincide con el máximo de turbidez, como lo ha señalado Postma (1967); Otto (1975) también destacó este hecho en la misma zona mediante medidas con disco de Secchi y del contenido de SPM (23-76 mg L^-1). Además, dicha sima contiene sedimentos finos muy contaminados por Cu y, en menor medida, por Cr, Ni y Zn (EF, fig. 2) mientras que la SPM es rica en Cr y Mn. Esta acumulación de metales en los máximos de turbidez es común en estuarios (Menon et al. 1998). Por consiguiente, la depresión de 12 m en el lecho del estuario define un área de acumulación de metales (tabla 1). Aguas abajo, el estuario está semi-cerrado por una barra somera de arena fina (estaciones 10-13, fig. 1) que abarca hasta su boca y se acumuló cuando la ría se inundó después de la última glaciación (Koldjik 1968). Por ello este sedimento estuarico no es resultado de la presente capacidad de transporte del Río Ulla (Koldjik 1968), dado que el patrón de circulación del río solamente es capaz de transportar sedimentos finos que corresponden a minerales arcillosos. Este hecho es muy importante para que la parte media del estuario actúe como una trampa de contaminantes metálicos. Por ello, las corrientes mareales que circulan sobre la barra arenosa sólo pueden transportar hacia la ría de Arosa los metales más abundantes en los lodos. Consecuentemente, Cr y Cu muestran EFs de 3-4, Pb y Zn de 1.5-2 y el Mn de 1 (estaciones 14-16, fig. 2) al ser transportados por la SPM.

Los metales contaminantes que alcanzan la parte interna de la ría (i.e. en la boca del estuario) son retenidos en una segunda trampa de sedimento. En esa zona ocurre, por una parte, una importante disminución de las corrientes cerca del fondo (Koldijk 1968) y, por otra parte, están fondeadas bateas donde se cultiva el mejillón (estaciones 15 y 16), cuya gran capacidad de filtración (Power y Collins 1989) contribuye en sus heces a transportar sedimento fino hacia el fondo. En esa zona los EFs (fig. 2), no indican un nivel de contaminación elevado del sedimento, salvo para el Cu. La SPM tiene concentraciones de metal (tabla 3) menores a los del sedimento subyacente (tabla 1).

En conclusión, el estuario del Río Ulla presenta una gran contaminación por metales (Cr, Cu, Mn, Ni y Zn), tanto en el sedimento superficial como en la SPM de la columna de agua. Dicha contaminación es acumulada en dos zonas, las cuales actúan como trampas de metales. La primera zona es resultado de la mezcla estuarica donde la SPM del Río Ulla aporta Cu, Mn, Ni y Zn y la SPM del Río Sar, que recoge el alcantarillado de Padrón y Santiago de Compostela y que contribuye aguas residuales y Cr. Después de esa zona, hay un arenal somero a través del cual las corrientes fluviales son poco intensas como para transportar sedimentos gruesos hacia la ría. Por ello, sólo los metales más abundantes en el lodo (Cu y Cr) pueden contaminar la desembocadura del estuario. Ahí es donde se sitúa la segunda trampa de metales que corresponde a un polígono de bateas de mejillón donde la dinámica de sedimentos es baja. Por consiguiente, la influencia estuarica del Ulla en el aporte de metales hacia el sedimento de la ría de Arosa debe ser baja. En conjunto el estuario del Ulla se comporta como una barrera, atrapando en su sedimento la mayor parte de los metales, lo que constituye un comportamiento muy diferente al de los estuarios abiertos al mar.

 

Agradecimientos

Deseamos expresar nuestro agradecimiento a A Labandeira, M González, D Caride y A Rodríguez por su apoyo técnico; también al Ministerio de Ciencia e Innovación de España por la ayuda para viaje y estancia en el IIM-CSIC concedida a E Helios-Rybicka. Este artículo es una contribución al programa LOICZ-España a través del proyecto "Balance biogeoquímico y modelado 3-D del transporte de metales en una ría" (ref. REN2003-04106-C03), financiado por la Comisión Interministerial de Ciencia y Tecnología (CICYT).

 

Referencias

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