anejo nº 1

TYPSA

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CONSULTOR: DIRECCIÓNESTUDIO:

08.803-190/0411

ESTUDIO

CARACTERIZACIÓN DE LA CALIDADDEAGUASYSEDIMENTOS

Enrique CifresGiménez

ESTUDIO PARA EL DESARROLLOSOSTENIBLEDE L’ALBUFERADE VALENCIA

CÓDIGO: 7241-IN-OA-RI1/03/7-002

FASE: ACTIVIDAD: SUBACTIVIDAD:1

RECOPILACIÓNDEINFORMACIÓNYTOMADEDATOS

RI1-03IDENTIFICACIÓN D E E LEMENTOS

QUEAFECTANAL’ALBUFERA

7CALIDADDEAGUAS

04/03

AUTOR:

MiguelMondríaGarcía

7241 – Estudio para el desarrollo sostenible de L’Albufera de Valencia Caracterización de la calidad de aguas y sedimentos

ÍNDICE

1. INTRODUCCIÓN 3

2. LA ALBUFERA COMO LAGO HIPERTRÓFICO. 5 2.1. EUTROFIA EN SISTEMAS NATURALES DE AGUAS. 5 2.2. ZONIFICACIÓN DEL LAGO. 7 2.3. VARIACIONES EN LA DIVERSIDAD DE ZOOPLANCTON EN UN LAGO

HIPEREUTROFIZADO. 8 2.4. VARIACIONES ESTACIONALES DEL FITOPLANCTON. FASE CLARA 10

2.4.1. LA FASE CLARA EN EL LAGO DE L’ALBUFERA. 10 3. CAMPAÑA DE MUESTREOS EN AGUA ALBUFERA Y PRINCIPALES ACEQUIAS

VERTIENTES 11 3.1. DESCRIPCIÓN DE LOS PUNTOS DE MUESTREO. 11

3.1.1. MUESTREO EN EL LAGO 11 3.1.2. MUESTREO EN LAS PRINCIPALES ACEQUIAS VERTIENTES. 11

4. CALIDAD DE AGUAS EN LA ALBUFERA DE VALENCIA 13 4.1. PRINCIPALES PARÁMETROS DE CALIDAD DE AGUAS 13 4.2. RESULTADOS: 13 4.3. NTERACCIÓN ENTRE LOS PARÁMETROS FÍSICO-QUÍMICOS: 15

4.3.1. RELACIONES ENTRE NUTRIENTES ESENCIALES: 15 4.3.1.1. EL FÓSFORO COMO NUTRIENTE FUNDAMENTAL 15 4.3.1.2. NITRÓGENO INORGÁNICO 16 4.3.1.3. RELACIÓN N / P 16

4.3.2. RELACIÓN ENTRE PH Y METALES PESADOS. 17 4.3.3. RELACIÓN FITOPLANCTON-PH 18 4.3.4. RELACIONES DE LA ALCALINIDAD 18

4.4. ANÁLISIS DE LOS PROCESOS DE ANOXIA 18 5. DIVERSAS ACTUACIONES SOBRE LA ALBUFERA. 21

6. PROBLEMÁTICA RECOGIDA EN PRENSA: 25 6.1. TRATAMIENTO DE AGUAS 25 6.2. DENUNCIA DE VERTIDOS 25

7. CARACTERIZACIÓN DEL SEDIMENTO EN EL LAGO 27 7.1. METALES PESADOS 28 7.2. PESTICIDAS ORGANOCLORADOS 33 7.3. PCB´S 33 7.4. HIDROCARBUROS AROMÁTICOS POLICÍCLICOS 33 7.5. HIDROCARBUROS AROMÁTICOS LINEALES 33

8. CARACTERIZACIÓN DEL SEDIMENTO EN ACEQUIAS 35 8.1. METALES PESADOS 35 8.2. PESTICIDAS ORGANOCLORADOS 35 8.3. PCB´S 36 8.4. HIDROCARBUROS AROMÁTICOS POLICÍCLICOS 36 8.5. HIDROCARBUROS AROMÁTICOS LINEALES 36

9. BIBLIOGRAFÍA 37

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1. INTRODUCCIÓN

El agua que llega a la Albufera lo hace a través de una intrincada red de acequias, notablemente interconectada y que fundamentalmente en las proximidades del lago, funciona en un doble sentido: según las necesidades aporta agua al lago o la extrae de él. Esto hace que la cuantificación de las aguas superficiales que llegan a la Albufera sea extraordinariamente compleja, al igual que la cuantificación de las aguas subterráneas que alcanzan el lago.

El agua superficial (aporte más importante) que entra en el lago lo hace fundamentalmente en el lago por sus zonas norte y sur, precisamente las más próximas a las Golas de Pujol y Perellonet-Perelló respectivamente.

Las acequias de la zona Norte y Oeste están contaminadas por las aguas residuales urbanas e indus-triales, quedando convertidas en meros colectores, cuyas aguas se utilizan en mayor o menor grado y dependiendo del ciclo agrícola para el riego de los arrozales, que actúan como lagunas de estabiliza-ción, capaces de reducir en parte la carga contaminante inicial.

Por otro lado, las acequias de la zona Sur presentan contaminantes más diluidos pero también impor-tantes en su conjunto. Domina la contaminación por compuestos de origen agrícola, principalmente nitratos, sumada a aportes de larga-media distancia, parcialmente depurados de forma natural , que proceden de varios municipios de la cuenca de la Albufera .

En resumen, las acequias de Overa y Dreta aportan un 40% del caudal total, mientras que las acequias de El Saler, Alqueresia, Fus y los barrancos de Beniparrell y Chiva aportan un 35%.

Estos datos de aportes de caudales de las acequias vertientes, corresponden a datos de 1992, con lo que se ha de tener en cuenta que han variado en la situación actual.

Fig. 1-01. Aportaciones de agua al lago de las principales acequias (Vicente y Miracle,1992)

En cuanto al aporte de aguas subterráneas, éstas tenían numerosos puntos de surgencia, popularmen-te denominados “ullals”, en los alrededores del lago e incluso dentro de él.

En la actualidad, algunos de estos “ullals” han desaparecido por aterramientos producidos por la activi-dad humana, otros se emplean para fines privados, y los del lago hace años que no se observan, su-poniéndose que han sido sepultados por los sedimentos acumulados. Sin embargo, todavía existen bastantes que aportan sus aguas a las acequias que confluyen en el lago. Aunque el caudal que apor-

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tan es escaso y está altamente aprovechado, su importancia reside en que forman pequeñas islas donde se mantiene todavía el hábitat característico de la Albufera y su marjal.

En el transcurso de los últimos 30 años, la calidad de las aguas afluentes a través de las acequias ha sufrido un importante deterioro. Las causas han sido las siguientes:

o El aumento en la producción de las aguas residuales urbanas debido al aumento demográfico en las poblaciones circundantes al lago sin que se habilitaran las medidas correctoras necesa-rias (redes de colectores, estaciones depuradoras, etc.).

o El aumento en el uso de abonos inorgánicos, herbicidas y pesticidas en los cultivos que rodean al lago.

o El incremento de la actividad industrial de la zona, principalmente en el eje Almusafes-Sollan-Silla.

Es precisamente por los graves problemas de contaminación mencionados y cuya solución pasa en parte por la desviación de caudales fuera del lago, que hemos de insistir en la necesidad de no restar ni una sola gota de agua de buena calidad al sistema, considerando como tal no solo el lago de la Al-bufera sino también la marjal. Al lago deben llegar al menos los 300 Hm3 / año actuales, procedentes de las zonas de riego, reemplazando el 30% de agua residual por aportes no contaminados. Ello nunca será posible si se permite la reducción de los sobrantes de riego justificando la merma en base a una mejor gestión.

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2. LA ALBUFERA COMO LAGO HIPERTRÓFICO.

2.1. EUTROFIA EN SISTEMAS NATURALES DE AGUAS.

La eutrofización de sistemas naturales de aguas superficiales es un fenómeno relativamente reciente y ampliamente extendido. Aunque es impreciso dar una definición concreta a un problema de tanta com-plejidad, se puede resumir como la proliferación excesiva de fitoplancton provocada por un aumento de algunos de los factores que limitan el crecimiento, normalmente alguno de los macronutrientes.

Al aumentar el fitoplancton, aumentará la productividad de materia orgánica y la producción de oxígeno en las zonas más superficiales del medio, mientras que inmediatamente por debajo de éstas se va acumulando la masa fitoplanctónica muerta, que se degrada y da lugar a fenómenos de anoxia.

Este aumento de fitoplancton ha provocado la degradación de numerosos sistemas naturales de agua dulce, y se dice que el sistema natural está en una situación de eutrofia, si el deterioro sigue avanzan-do se llegaría a una situación de hipereutrofía, caracterizado por :

• Proliferaciones casi permanentes de algas. • Dominancia de unos pocos grupos de fitoplancton. Habitualmente ciertas diatomeas y cianofí-

ceas. • Desaparición de la vegetación macrófita del fondo debido a la falta de luz y de oxígeno disuelto

y al carácter reductor del sedimento. • Variaciones muy importantes de oxígeno disuelto en el agua entre los periodos de máxima y

mínima productividad fitoplanctónica diaria. • Disminución puntual del oxígeno disuelto por debajo de los niveles aptos para el mantenimien-

to de la vida. • Valores de pH del agua muy elevados permanentemente (entre 8 -10) • Aparición de formas tóxicas de compuestos nitrogenados (NH3)

Las consecuencias de la eutrofización de sistemas naturales de aguas superficiales se resumen en :

• Disminución de la biodiversidad .Solamente las especies animales y vegetales más resistentes que mejor se adaptan a las nuevas circunstancias sobreviven.

• Pérdidas en la producción pesquera de la zona, en cuanto a variedad y cantidad. • Disminución de la capacidad de uso turístico y recreativo. • Imposibilidad temporal o permanente para el uso del agua como abastecimiento a poblaciones.

Como parámetro más característico de eutrofización de las aguas es, la población de fitoplancton, cuya cantidad de biomasa puede expresarse como pigmento fotosintético por unidad de volumen, por ej. clorofila a.

NIVEL DE EUTROFIA

Fósforo total (mg P / l) Clorofila a (µg/l) OLIGOTRÓFICO < 0.015 < 3 MESOTRÓFICO 0.015 – 0.025 3 - 7

EUTRÓFICO 0.025 – 0.100 7 – 40 HIPERTRÓFICO > 0.100 > 40

Tabla 1-02. Determinación del nivel de eutrofización a partir de concentraciones de parámetros de calidad de aguas.

Tabla 2-01 Clasificación niveles de eutrofia (Forsberg y Ryding,1980)

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El lago de L’Albufera es un lago hipertrófico con niveles medios de clorofila como variable, que van desde 318 µg/l del año 1980-1988 a 163 µg/l en los años 1995-2000. Este descenso parece haber coincidido con el inicio del Plan de Saneamiento de L’Albufera, habiéndose detectado periodos anuales de fase claras con gran transparencia del agua durante las cuales se ve el fondo de la laguna.

En la última década el grupo predominante del fitoplancton ha sido el de las cianofíceas representando entre el 50 y el 98% de la biomasa y abundancia total del fitoplancton. Aunque los rotíferos constituyen la mayor parte del zooplancton, en número de individuos, se ha observado respecto a los años 80, una disminución en la densidad y un aumento en la diversidad. De unas pocas especies dominantes en los años 80, actualmente aparecen especies que habían desaparecido distribuyéndose de forma diferente en cada uno de los periodos en los que se haya dividido el año en función de los ciclos de inundación del arrozal, y por tanto de flujo y tasa de renovación.

El proceso de hipereutrofización en que se encuentra el lago de la Albufera puede provocar que duran-te ciertas épocas del año puedan darse procesos de anoxia. La concentración de oxígeno, que durante el día es elevada debido a la alta actividad fotosintética, disminuye mucho en la horas nocturnas debi-do al alto consumo provocado por la respiración de una abundante población de fitoplancton. Este factor parece verse influenciado por la temperatura y por los niveles de la lámina de agua.

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2.2. ZONIFICACIÓN DEL LAGO.

A partir de los estudios realizados a primeros y mediados de los 80, se realizó una distribución del lago por zonas, atendiendo a niveles de eutrofia. De este modo se establecieron tres zonas:

• La zona A ,de máxima eutrofización, situada en la zona norte y noreste del lago; allí donde desembocan las acequias con una elevada carga contaminante urbana e industrial.

• La zona B ,de eutrofización intermedia, es la franja central que cruza el lago en sentido nores-te-suroeste.

• La zona C ,de eutrofización menor, situada al sur y sureste del lago. Es donde desembocan las acequias que transportan agua de riego, de mejor calidad que las del norte, salvo por la pre-sencia de nitratos.

En la figura 2.2.1 se muestra la heterogeneidad zonal de l’Albufera consecuencia de los distintos cau-dales aportados y de la tasa de renovación en cada zona. Se indica: Tasa de renovación (Tr), caudal de entrada de agua (Ea), carga de fósforo total (P-t), materia orgánica (OM) y materiales minerales (IM).

Fig.2.-01. Zonificación

Los datos de característiclos ’80 – ’90 , se cree quetan clara. Con los datos qucalidad de aguas para ver

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del l’Albufera según las características del agua (Vicente y Miracle,1992)

as del agua que llevaron a una división zonal del lago, fueron tomados entre en la situación actual esta zonación del lago no se mantiene de una forma e se dispone, se pretende ver la evolución de los distintos parámetros de

si dicha situación se corresponde con la actual.

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2.3. VARIACIONES EN LA DIVERSIDAD DE ZOOPLANCTON EN UN LAGO HIPE-REUTROFIZADO.

La eutrofización del lago de la Albufera, provocó cambios notables en la comunidad de rotíferos. Fue sobre 1972-73 cuando los primeros estudios cuantitativos fueron llevados a cabo (Blanco,1976) en un lago ya muy eutrofizado. El fitoplancton dominante y los macrófitos casi habían desaparecido, en cam-bio, el contenido en clorofilas era aún bajo. Fue en 1980 cuando la eutrofización aumentó drásticamen-te y la concentración de clorofilas aumentó en un orden de magnitud. El estado de turbidez alcanzó su máximo a mediados de los 80 (con medidas de disco de Secchi de 0.2 m en casi todo el lago) y la composición de rotíferos se desplazó hacia dos especies más dominantes: Brachionis angularis desde finales de primavera hasta principios do otoño y Polycarpa longiremis y otras especies de su género, durante el resto del año.

En el periodo de mayor nivel de eutrofización, F. Terminalis desapareció. El resto de especies domi-nantes en 1973 como son B. Calyciflorus y muchos Keratella spp. dejaron de serlo, incluso A. Fissa pasó a ser una especie rara. El aumento y extensión de la dominancia de la dominancia de B. Angula-ris durante la época templada del año es el proceso más significativo unido al aumento de eutrofiza-ción.

En el primer artículo publicado por Arevalo(1918), se recoge B. Angularis como una especie rara y escasa en mayo. No se tuvieron datos hasta el estudio de la dinámica del zooplancton durante los años 1972-73 (Blanco, 1976) en la que se registró una densidad de B. Angularis de 500 ind/l en Mayo de 1973. El siguiente año con datos de dinámica de zooplancton en el lago, fue en 1980, donde se registró un incremento de densidad de B. Angularis de 10000 individuos/l , manteniéndose la dominan-cia después de esto. Sin embargo, después de que se incrementara la carga de aguas residuales, la dominancia de B. angularis se fue restringiendo a finales de primavera registrándose en 1998 una densidad de 2300 individuos /l. Guti et al. (1992) indicó la importancia del estudio de factores que de-terminan el cambio de composición de fitoplancton, que serían fitoplancton y predación.

Cambios en la depredación se extendieron a variaciones en las comunidades de peces, variando de bentónicos y litoral a mugílidos, consecuencia de este aumento de eutrofización. En los últimos estu-dios de biomasa de peces se observa: Mugil cephalus L. como la más abundante, especies de Liza también abundantes y porcentajes de Cyprinus carpio L y Gambusia holbrooki (restringido al litoral).

No se han producido cambios importantes en la manipulación de compuertas de acequias y pesquerias en estos últimos años, sí en cambio en cuanto al uso de herbicidas que se ha visto incrementado des-de finales de los ’60 sin hacer nada por reducirlo, tan sólo se ha actuado en la sustitución de la compo-sición de éstos.

Nos vamos a centrar en el estudio de la variación de fitoplancton, en la dinámica de la población de rotíferos , dado que es el cambio más evidente en la limnología del lago.

Diferencias en la alimentación deben tenerse en cuenta en el desplazamiento de B. calciflorus por B. angularis cuando en los ’80 , el fitoplancton dominante es Oscilltoriaceae.

A principios de los ’70, el fitoplancton dominante eran algas verdes y algunas cianobacterias en verano, y en los ’80, pasa a ser dominante Oscillatoria en verano y Planktothrix agardhii el resto del año.

Aunque B. angularis come algas, también se alimenta de detritus, por otro lado, B. calciflorus come algas preferentemente de gran mayor tamaño que B. angularis, ya que ésta tiene complejos mecanis-mos de selección del alimento. Parece ser que los rotíferos se benefician de estas algas filamentosas sólo si se sustituyen por otras más comestibles, por consiguiente, esto supone una desventaja frente a B. angularis en un sistema con importante carga de detritus y dominancia de Oscillatoria filamentosa B.

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Angularis parece preferir partículas de mayor tamaño que A. Fissa (posible competidor por sus tempe-ratura de crecimiento), y los factores demográficos de B. angulares son muy diferentes a K. Cochearis.

Cambios registrados en la mejora de la calidad de aguas asociado a la disminución de B. angularis, es el aumento de especies contribuyendo en la biomasa de rotíferos.

Algunos de ellos eran dominantes antes de que aumentara notablemente la eutrofización del lago, y otros son nuevos en el sistema y aparecen en periodos de renovación de aguas. El cambio a otras algas y comunidades de rotíferos se producen también en estos periodos. En el periodo de renovación de aguas a finales de invierno, la aparición de B. variabilis es el cambio más acusado. Ésta, es una especie epibionte de D. magna en invierno-principios primavera. D. magna es un indicador de mejora de las aguas , porque su crecimiento viene acompañado de la aparición de la fase clara, que viene determinada por la renovación de las aguas a finales del invierno, cuando los campos de arroz están inundados y el agua circula por el lago de la Albufera al mar.

Este aporte de aguas limpias favorece un aumento de población de fitoplancton, la densidad de ciano-bacterias filamentosas se diluye, la penetración de luz en el agua es elevada, por consiguiente, diato-meas, cryptophytas y algas verdes aumentan. Así, se produce una explosión en el crecimiento de D. magna junto con B. variabilis. Ambas especies son consecuencia de la disminución drástica de la bio-masa de fitoplancton, con lo que las aguas se aclaran e incluso se puede ver el fondo.

Daphnia magna disminuye pronto, principalmente por la importante densidad de individuos frente a la escasez de alimento, la presencia de compuestos derivados de tratamientos agrícolas y por la preda-ción de peces. Como B. variabilis tiene un crecimiento más tardío que D. magna, permanece durante más tiempo.

Haciendo una composición de las variables macroscópicas estacionales, desde 1987 a 1998 (último estudio del ciclo anual del fitoplancton), vemos que:

• Los contenidos en clorofilas se han reducido a más de la mitad en las fases donde no hay una elevada tasa de renovación del agua. Esto indica que las variaciones son menos acusadas en 1998 que en 1987.

• La densidad de rotíferos se ha visto reducida excepto en periodos de renovación de agua (fina-les de invierno-principios de primavera) en la que la densidad es mayor en 1998 debido a que B. variavilis favorece el impulso de crecimiento de D. magna.

La disminución es mucho más notable, a finales de primavera verano y principios de invierno correspondiendo a la reducción de la densidad de B. angularis.

• Por otro lado, la diversidad de rotíferos se ha visto incrementada especialmente en el periodo que se renuevan las aguas, correspondiendo con la fase clara.

• El porcentaje de rotíferos respecto de la población de zooplancton ha sido menor en 1998 con la mejora en la calidad de aguas debido al aumento de cladoceros (D. magna y Moina micru-ra)

Conclusiones:

De los resultados obtenidos, se puede apreciar una mejora en la calidad de aguas, aunque los cambios no sean del todo apreciables aún en un lago hipertrófico como es la Albufera. No obstante, en otros estudios de lagos hipereutrofizados reduciendo la cantidad de nutrientes y materia orgánica mejoran en algo su estado y diversidad.

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2.4. VARIACIONES ESTACIONALES DEL FITOPLANCTON. FASE CLARA

Los cambios estructurales que se han producido en el plancton han sido bastante notables desde los primeros estudios de Pardo en 1942.

En la última década el grupo predominante del fitoplancton ha sido el de las cianofíceas representando entre el 50 y el 98% de la biomasa y abundancia total del fitoplancton

2.4.1. La fase clara en el lago de l’Albufera.

La fase clara ha ocurrido durante años, pero cada vez se presenta con mayor frecuencia, intensidad y duración.

Suele ocurrir en invierno después de la “perellonà”, es decir, cuando se vacían los campos que han permanecido inundados durante el otoño, por lo que entra en el lago una cantidad de agua muy impor-tante de mejor calidad.

Durante unos días o semanas se observa el agua transparente y se llega a ver el fondo del lago. No es simplemente un fenómeno de dilución por el aporte de aguas limpias, pues este vaciado se realiza desde hace muchos años y sin embargo la fase clara es reciente. Tiene que ver con la mejora de in-fraestructuras de saneamiento en el entorno de l’Albufera y la mejoría de calidad de agua del lago por la reducción de entrada de nutrientes. Se dan una serie de circunstancias que finalizan con esta acla-ración del agua.

Se produce un cambio en la composición del fitoplancton por algas de menor tamaño (clorofíceas, diatomeas,..etc) lo que permite que aparezcan organismos filtradores capaces de alimentarse con es-tas algas de menor tamaño, las Daphnias, que hacía años que estaban desaparecidas prácticamente del plancton.

El consumo del fitoplancton por la Daphnia magna es lo que provoca el aclarado, junto con la entrada de aguas limpias.

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3. CAMPAÑA DE MUESTREOS EN AGUA ALBUFERA Y PRINCIPALES ACEQUIAS VERTIENTES

3.1. DESCRIPCIÓN DE LOS PUNTOS DE MUESTREO.

3.1.1. Muestreo en el lago

Las condiciones de muestreo en el lago es : periodicidad mensual, excepto julio y agosto que suele ser quincenal, agua superficial (primeros 50cm.) y hora entre las 10 y 13h.

Se determinan “in situ” el oxígeno disuelto, pH, temperatura y conductividad, profundidad, transparen-cia con el disco Secchi y filtración de agua para la determinación de clorofilas.

Los puntos de muestreo son los siguientes:

Zona de máxima eutrofia: -A1: Entre la Mata de Sant Roc y l’Antina. -A2: Entre Barranco de Massanassa y Punta de Lleveig. -A3: Entre punta de Lleveig y la Mata del Rei. Zona intermedia: -B1: Entre la Mata de la Barra y L’Antina. -B2: Entre la Mata del Fang y la de Sant Roc. Zona de menor eutrofia: -C1: Frente Tancat de Zacarés. -C2: Entre Mata del Fang, la Barra y la Mansaguerota.

Fig.3-01. Localización de los principales puntos de muestreo en las principales acequias vertientes y en el lago (Sección de Calidad Ambiental, Conselleria de Medi Ambient).

3.1.2. Muestreo en las principales acequias vertientes.

Según los datos obtenidos por la Sección de Calidad Ambiental de Conselleria de Medi Ambient, el número de puntos de muestreo, entre barrancos y acequias es de nueve.

Los muestreos se realizan cuatro veces al año, estando las fechas establecidas en función del ciclo del cultivo del arroz.

Calendario de los puntos de muestreo:

• Un primer muestreo tras la “perellonà” , cuando se secan los campos (febrero-marzo) y se pre-paran para la próxima inundación ( fangueado ). En esta época el nivel es más bajo y en las

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acequias se suele proceder a dragar y retirar vegetación de los márgenes para facilitar circula-ción del agua, observándose un aumento de la corriente y la turbidez.

• El segundo muestreo se hace con las primeras inundaciones para la siembra (mayo). Las ace-quias suelen tener un nivel alto por los aportes de agua para el riego y además se instalan “paradas” que lo elevan aún más para inundar los campos. En esta época es cuando se utilizan más productos fitosanitarios y por tanto, se toman muestras para análisis de restos en el agua.

• El tercero se realiza tras la recogida (octubre),con altibajos que corresponden a los “eixugons”. Además de esos grandes picos puntuales que pueden corresponder al aumento de nivel por las lluvias, los agricultores “corrigen” el nivel según sus necesidades con la apertura o cierre de compuertas.

• El último, durante la “perellonà” (noviembre-enero) , manteniéndose los campos inundados, tanto para atraer a la caza, como por los beneficios que puede aportar al suelo.

En la siguiente gráfica (Fig.3.02) se puede apreciar los niveles del lago en función del cultivo del arroz y las variaciones que en éste se producen en cada uno de los ciclos del cultivo.

Niveles medios mensuales en la Gola del Perelló

0,000

0,100

0,200

0,300

0,400

0,500

0,600

marzo-97 julio-98 diciembre-99 abril-01 septiembre-02

Nivel mínimo Nivel medio Nivel máximo

Fig. 3.02 Niveles del lago de l’Albufera 1998-2002

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4. CALIDAD DE AGUAS EN LA ALBUFERA DE VALENCIA

4.1. PRINCIPALES PARÁMETROS DE CALIDAD DE AGUAS

Parámetros que se han considerado para la determinación de la calidad de las aguas:

Medidos “in situ”

• Oxígeno disuelto ( mg O2 / l ) • Temperatura (ºC) • Conductividad ( µS / cm )

Analizados en el laboratorio.

• Materia orgánica ( demanda química de oxígeno, expresada en mg O2 / l ). • Nitrógeno inorgánico ( nitrato, nitrito y amonio, expresado como mg N / l ) • Fósforo total ( expresado como mg P / l ). • Sólidos en suspensión ( mg / l ) • Fitoplancton, medido como clorofila a ( mg Cl a / m3 )

Las muestras de agua, entre barrancos y acequias, han sido los sido en los siguientes

1. Barranco de Chiva. 2. Acequia del Puerto de Catarroja. 3. Acequia de Albal. 4. Acequia de la Font de Mariano o Barranco de Beniparrell. 5. Acequia del canal del Puerto de Silla. 6. Acequia de la Alqueresia. 7. Acequia de Planes y Obera 8. Acequia Dreta. 9. Acequia de Revisancho.

4.2. RESULTADOS:

Según el Servicio de Calidad de Aguas, para la valoración de los resultados obtenidos se apli-carán los objetivos de calidad establecidos en la siguiente legislación:

• Anexo nº 3 , Real Decreto 927/1988, de 29 Julio, por el que se aprueba el Reglamento de la Administración Pública del Agua y de la Planificación Hidrológica, (Calidad exigibles a las aguas continentales cuando requieran protección o mejora para ser aptas para la vida de los peces).

• Real Decreto 995/2000, de 2 de junio, por el que se fijan objetivos de calidad para determina-das sustancias contaminantes y se modifica el Reglamento de Dominio Público Hidráulico (BOE 20/6/2000)

• Orden de 12 de noviembre de 1987, relativa a normas sobre emisión, objetivos de calidad y métodos de medición de referencia relativos a determinadas sustancias nocivas o peligrosas contenidas en los vertidos (BOE 23/11/87)

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VALORES PROMEDIO 1994-2002 PRINCIPALES PARÁMETROS CALIDAD DE AGUAS (LAGO)

Tª (ºC)

Conduc-tividad

(µS/cm)

O.D (mg O2/l)

Mat. Susp (mg/l)

Clorofila-a

(mg Cl a /l)

Fósforo

total (mg P/l)

Nitratos(mg

NO3/l)

Nitritos(mg

NO2/l)

Amonio Tota (mg

NH4/l)

DBO5

(mg O2/l)

pH

NH3

no ioniz (mg

NH3/l) Media 2128 108.57 17.42 64.42 8.8 Máx. 29.8 3550 18.9 222 0.88 102 2.03 4.74 170 10.15 2.8 1994 Mín. 4.9 1425 6 33 0 <1 <0.01 <0.05 8 7.65 <0.005

Media 141.39 0.41 7.64 0.09 0.16 71.32 0.05 Máx. 30.7 5960 435 1.4 34 0.64 1.2 130 0.27 1995 Mín. 6.8 1743 21 0 0 0 0 10 0

Media 115 Máx. 29.3 4150 346.4 20 2.36 1996 Mín. 10 1850 8 5

Media 13.07 173 173 0.26 0.76 Máx. 29 2980 370 1997 Mín. 11 1080 19

Media 19,96 1727 13.23 98 206 0.32 5.34 0.39 0.69 ND 8.54 0.11

Máx. 28 2660 22.5 260 443 1.12 92 1.54 3.12 ND 10.02 0.397 1998 Mín. 12 1143 5.1 2 17 0.1 1 0.01 0.05 ND 7.54 0

Media 20.14 1925 12.53 76 222.72 0.16 4.76 0.19 0.72 9.10 0.41 Máx. 28 2769 19.7 176 290 0.74 31.2 1.26 11.9 10.5 10.34 11.93 1999 Mín. 8 1542 5.7 26 3.1 0.1 1 0.01 0.01 7.7 7.43 0

Media 19.4 2046 11.78 70.4 155.2 0.19 1.2 0.19 0.77 ND 9.12 0.11 Máx. 27.5 3510 20.1 180 398.4 3.08 18 0.90 13.26 ND 10.5 0.179 2000 Mín. 10 1400 2.3 3 0.2 <.01 <1 0 <1 ND 7.7 0.014

Media N.D 1793 12.54 ND 120.65 0.25 3.88 0.15 0.21 ND 9.12 ND Máx. N.D 2320 19.1 ND 245.4 0.72 37 0.82 0.72 ND 10.73 ND 2001 Mín. N.D 1604 5.5 ND 13.2 0.1 1 0.01 0.1 ND 7.52 ND

Media N.D 2037 12.22 42.86 79.43 0.166 0.25 0.30 0.844 76.95 9.58 0.23 Máx. N.D 2870 15.03 186 222.6 0.436 37 0.22 4.862 187 10.92 2.62

2002 (feb-jun.)

Mín. N.D 1611 5.92 1 5.7 <0.01 0 0 0 9 8 0 R.D

927/1988 Mín. 4//50%>7

< 25

< 0.4 < 0.03

< 1

< 6

6-9

<0.025

Tabla 04-1. Valores promedio parámetros calidad de aguas en la Albufera 1994-2002

En la anterior tabla 04-1, se han de tener en cuenta que ciertos parámetros como es el caso del oxíge-no disuelto, presenta variaciones estacionales bastante importantes, incluso en un mismo día, con lo cual, los valores promedio son de carácter orientativo, pero no reflejan la situación actual del lago. Se tendría que tener datos con una subdivisión por cuatrimestre, que refleje dichas oscilaciones.

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En la anterior tabla 04-1, se han de tener en cuenta que ciertos parámetros como es el caso del oxíge-no disuelto, presenta variaciones estacionales bastante importantes, incluso en un mismo día, con lo cual, los valores promedio son de carácter orientativo, pero no reflejan la situación actual del lago. Se tendría que tener datos con una subdivisión por cuatrimestre, que refleje dichas oscilaciones.

Tabla 04-2 Valores promedio metales pesados en lago Albufera 1994-2002

Nota. (**) No supera el valor límite correspondiente a R.D. 927/1988 en función de la dureza del agua.

Valores promedio 1994-2002 metales pesados (Lago)

1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 Media Máx. 3.74 2.369 ** ** ** 0.007 Cobre

Mín. <0.001 <0.001 ** ** ** 0 Media Máx. 0.27 0.425 ** ** ** 0.526 Zinc Mín. <0.01 0.003 ** ** ** 0.004

R.D 927/88 Cobre soluble < 0.112 ( mg Cu / l ) Zinc total < 1 ( mg Zn / l )

4.3. NTERACCIÓN ENTRE LOS PARÁMETROS FÍSICO-QUÍMICOS:

4.3.1. Relaciones entre nutrientes esenciales:

El lago de la Albufera funciona como un inmenso sistema de lagunaje.

Entran en él aguas con una elevada carga de nutrientes y salen con unas concentraciones de los mis-mos muy bajas, pero con una biomasa algal muy elevada.

De hecho, la materia orgánica que entra en el lago es mucho menor que la existente en él.

4.3.1.1. El fósforo como nutriente fundamental

El fósforo es el principal factor limitante del ecosistema y los aportes llegan sobretodo por parte de las acequias de la zona norte.

Señalamos que la concentración es realmente baja en la Albufera. El fosfato que no es asimilado, es precipitado con rapidez al sedimento por la combinación con el calcio formando apatito, y contribuyen-do al descenso de la alcalinidad de la Albufera.

En las malladas y ullals las concentraciones son bajas por ser ambientes libres de aportes de materia orgánica generalmente, excepto en casos puntuales por algún aporte externo. En la zona norte se nota la presencia de los vertidos de aguas residuales en las acequias, y luego en los arrozales que se abas-tecen de ellas.

Los valores promedio del fosfato, destacamos que los más altos coinciden con los periodos en que se aportan aguas de la parte Norte, y dado que el flujo es más rápido, llega hasta la Albufera, unido a su

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liberación por descomposición de la materia orgánica incluida la del propio plancton y vegetación acuá-tica. Las bajas temperaturas también favorecen que la producción primaria sea menor y por ello el consumo de fosfato por los seres vivos.

La presencia de fósforo en lagos calcáreos como es la Albufera, conlleva también a una serie de pro-cesos:

Se produce una disminución del fósforo biodisponible debido a:

• La coprecipitación de fósforo soluble con calcita, forma un complejo superficial CaCO3H3PO4 • La formación de fosfatos cálcicos, tales como apatitos Ca10(PO4)6(OH)2 altamente insolubles.

En estos dos casos, se considera que el fósforo sedimentado queda absolutamente inmovilizado con respecto a su biodisponibilidad.

La precipitación de la calcita se ve favorecida por el aumento del pH, y éste se ve muy afectado por la actividad fitoplanctónica, por ello este proceso ha sido empleado en algunos casos concretos para la limitación de los blooms de algas mediante la adición controlada de Ca(OH)2 en algunos puntos de un lago.

La importancia de este mecanismo que permite una pérdida de fósforo biodisponible que producen los procesos de coprecipitación y formación de fosfatos insolubles, es elevada en algunos casos , habién-dose comprobado la disminución de hasta el 35% de fósforo soluble en el lago Constanza (Suiza).

4.3.1.2. Nitrógeno inorgánico

Los compuestos de nitrógeno que se analizan fueron el nitrato, el nitrito y el amonio. El nitrato proviene de las zonas agrícolas próximas, por su gran tendencia al lixiviado desde los campos a los que se adi-ciona durante el abonado, siendo más abundante en las aguas del la zona Sur donde domina el drena-je de tipo agrícola sobre el urbano e industrial de la propia zona Norte, donde a consecuencia de los vertidos, el compuesto dominante es el amonio.

4.3.1.3. Relación N / P

El requerimiento de nutrientes por los organismos y su relación entre ellos, viene marcado por su proporción (en el caso del nitrógeno y el fósforo N:P = 12:1) en la materia viva.

La relación N : P presenta valores muy elevados en muchos casos. Valores de esta relación alrededor de 1000 son bastantes habituales debido a los bajos niveles de fósforo soluble que existen en el lago frente a las elevadas concentraciones de N presentes, que hacen que se dispare esta relación.

Los valores extremos de la relación se dan en las acequias y arrozales del Sur , y sobre todo los ullals, donde la pendiente es menor incluso negativa. Estas acequias, por llegar desde zonas habitadas arras-trando algunos residuos urbanos, contienen P, y luego, al lavar los campos de cultivo, reciben N. Este fenómeno se manifiesta sobretodo en los periodos en que se lavan los arrozales ( septiembre, diciem-bre y enero )

En la siguiente tabla se muestran las medias anuales en cada una de las acequias para las concentra-ciones de fósforo y DIN, de forma que quedan patentes los valores extremos en la relación N : P

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MEDIA ACEQUIA / AÑO DIN – P

1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002

DIN 25,7 72,7 16,8 53,6 69,4 26,8 86,4 Barranco Chiva P 2,3 1,1 0,7 1,8 0,2 3,4 0,1

DIN 36,7 54,3 25,5 35,9 16,5 27,7 21,9 Puerto Catarroja P 2,9 3,2 1,3 6,3 0,5 1,6 2,0

DIN 53,8 54,8 25,3 42,3 116,1 50,4 86,1 Acequia Albal P 0,4 0,5 0,4 0,5 0,1 0,2 0,1

DIN 135,8 92,8 82,9 106,2 100,2 169,9 152,0 Barranco Beniparrell P 0,3 0,1 0,2 0,4 0,1 0,1 0,0

DIN 139,5 93,9 60,2 78,7 111,2 104,5 0,2 Puerto de Silla P 7,2 0,2 0,3 0,9 0,1 0,2 0,2

DIN 38,0 65,8 9,6 7,0 3,9 13,9 10,6 Acequia Alqueresia P 1,3 3,5 1,0 0,6 0,2 1,4 1,1

DIN 53,4 41,1 29,1 28,9 35,0 39,7 28,1 Planes y Obera P 0,3 0,2 0,2 0,4 0,1 0,4 0,0

DIN 38,2 34,3 40,6 29,8 19,3 35,1 29,0 Acequia Dreta P 0,9 0,1 0,2 1,0 0,2 1,1 0,0

DIN 53,0 55,2 15,4 20,6 7,7 29,9 38,0 Acequia Ravisanxo P 2,4 5,0 1,5 7,2 0,9 1,6 1,7

Tabla 4-01 Valores promedio de nitrógeno total inorgánico y fósforo en las principales acequias vertien-tes.

Se ha de tener en cuenta que para hallar la relación DIN/P de la tabla 4-0.1 se han considerado los valores del nitrógeno inorgánico frente al fósforo total, puesto que son los datos de los que disponía-mos. Dicha relación calculada así, refleja una situación no tan real, pero sí indicativa de la relación entre ambos nutrientes.

4.3.2. Relación entre Ph y Metales pesados.

El pH de las aguas ha sufrido un continuo incremento conforme se ha ido intensificando el proceso de eutrofización. En lagos hipereutrofizados, las fluctuaciones en el pH están directamente relacionadas con la elevada velocidad con que el CO2 es eliminado del sistema vía fotosíntesis.

Cualquier actuación que se pretenda llevar a cabo con la finalidad de disminuir los niveles de fitoplanc-ton de lago deberá tener presente la disminución del pH que se producirá al disminuir la actividad fito-planctónica. Esta disminución podría provocar, entre otras consecuencias, la movilización de los meta-les fijados en la actualidad en el sedimento y la menor eliminación de fósforo soluble como fosfatos cálcicos o coprecipitados con calcita.

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4.3.3. Relación Fitoplancton-Ph

RELACIÓN FITOPLANCTON-pH 2001

y = 0,0098x + 8,0125R2 = 0,5747

0

2

4

6

8

10

12

0 50 100 150 200 250 300

Chlf a ( ug/cm)

pH

Fig. 6-01 Relación entre fitoplancton y Ph en el lago de l’Albufera (2001)

El pH de la Albufera es muy elevado, como corresponde a un ecosistema hipertrófico, debido a la es-trecha dependencia que existe entre pH y fitoplancton.

El pH, se obtienen resultados superiores a 10 en ocasiones. El R.D 927/88 marca como límites de calidad para las aguas ciprinícolas un Ph entre 6-9 , valores fuera de este rango podrían aumentar la nocividad de otras sustancias en el agua. Las variaciones a lo largo del día son también muy importan-tes.

Las clorofilas presentan dos picos, uno en otoño (octubre) y otro a finales de primavera (mayo), en los que se obtienen valores máximos en todos los puntos. También se observan bajas concentraciones en los meses de febrero-marzo, en los que incluso puede llegarse a ver el fondo, dando lugar a lo que se denomina como fase clara, que en ocasiones puede llegar incluso a durar un mes. En la siguiente Fig. 6.1.1.1 se representa gráficamente la correlación existente entre ambos parámetros.

4.3.4. Relaciones de la alcalinidad

Durante la fotosíntesis, el consumo de CO2 y HCO3- por parte del fitoplancton, produce un aumento del

pH y un desplazamiento del sistema carbónico-carbonato hacia la formación de éste.

En aguas de salinidad moderada, en las que el producto de solubilidad de calcita es bajo, se produce una intensa precipitación de carbonato que retira bases alcalinas del medio, lo que supone de modo adicional un tamponamiento de las variaciones de pH en estos sistemas. Este efecto es claramente observable en aguas muy eutróficas como es la Albufera de Valencia.

Este efecto tampón de las aguas carbonatadas, característica fundamental de las aguas de las cuen-cas del Júcar y Turia, es otro factor importante que debe tenerse en consideración, ya que la presencia de carbonatos equilibra o tampona el pH de esta agua y por tanto las de la cuenca de la Albufera

4.4. ANÁLISIS DE LOS PROCESOS DE ANOXIA

El estado de hipereutrofización en que se encuentra el lago de la Albufera, provoca que durante ciertas épocas del año, puedan darse procesos de anoxia prolongados en algunos puntos del mismo.

El consumo del oxígeno disuelto, presenta ciclo estacionales y variaciones a lo largo del día:

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La población de fitoplancton tiende a disminuir en verano, con lo cual no se produce el suficiente oxí-geno durante el día que compense el consumido por la noche en la respiración, además, la degrada-ción de una mayor cantidad de fitoplancton muerto también contribuye a un mayor consumo de oxíge-no. Se sabe además, que la concentración de oxígeno disuelto, durante el día es elevada debido a la alta actividad fotosintética, pero disminuye mucho en las horas nocturnas debido al alto consumo pro-vocado por la respiración de una abundante población de fitoplancton.

Los dos factores que afectan a este fenómeno, son el espesor de la capa de agua del lago y la temperatura del mismo.

El espesor de la capa de agua afecta a la distribución del oxígeno transferido desde la atmósfera por medio de la reaireación superficial. Si el espesor de la capa de agua es menor, el oxígeno transferido desde la atmósfera se distribuirá en un volumen menor y, por lo tanto, la concentración de éste en la columna será mayor.

El otro factor a evaluar es la temperatura del agua. Un incremento de ésta aumenta la actividad bioló-gica y la velocidad de degradación de la materia orgánica por parte de microorganismos aerobios.

También, vemos que conforme la temperatura aumenta a partir de 21ºC , se produce una disminución progresiva de la velocidad de crecimiento del fitoplancton, al haberse superado su temperatura óptima de crecimiento.

Es la unión de estos dos procesos lo que puede dar lugar a situaciones de anoxia.

Se ha observado, por otro lado, que las zonas en donde más habitualmente se han producido mortan-dad de peces relacionados con déficit de oxígeno, suelen ser las zonas más profundas del lago, como son las zonas más próximas a la Gola de Pujol. Con ello, se puede ver que existe una correlación para fenómenos de anoxia, en las zonas de mayor profundidad y cambios bruscos de temperatura.

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5. DIVERSAS ACTUACIONES SOBRE LA ALBUFERA.

La red de acequias que componen el sistema de riegos de la Albufera y que atraviesan los municipios cercanos al lago, han funcionado tradicionalmente como colectores de saneamiento recibiendo los vertidos industriales del importante cinturón industrial que rodea al Parque Natural. La entrada en ser-vicio del Colector Oeste y de la red de saneamiento asociada a este colector en cada uno de los muni-cipios ha supuesto que una parte de los vertidos ya no viertan a la Albufera en situaciones normales de funcionamiento, aún así se constata que aún hoy se siguen produciendo vertidos a la red de acequias.

La recuperación de sistemas lacustres hipereutrofizados como es el Parque Natural de la Albufera es una labor compleja, y para ello, las posibilidades de gestión de sistemas naturales que habitualmente se estudian y aplican en casos similares son cuatro:

-Desviación de caudales de aguas residuales. -Tratamiento de aguas residuales que acceden al lago. -Incremento de los aportes de agua no residual.

El aporte de caudales extraordinarios procedentes de los ríos Júcar y Turia es otra actuación posible para mejorar la calidad del agua del lago. Esta actuación dependerá de las necesidades de riego de las zonas abastecidas por estos ríos y de las reservas de agua existentes.

En el Plan de Saneamiento de l’ Albufera se recogía la propuesta de construcción de todo un sistema de EDARs destinadas a reducir la carga contaminante vertida a l’ Albufera. En la actualidad muchas de estas depuradoras ya se encuentran construidas y en explotación, habién-dose planteado como posibilidad el aporte de caudales de los sistemas terciarios de las depuradoras a la red de acequias. El problema de los vertidos industriales que se producen se debe a que la mayor parte de las industrias se sitúan a lo largo de la Pista de Silla y tienen como solución para sus aguas residuales la conexión al Colector Oeste, previa depuración, sin embargo quedan industrias por conectar, por ello, hay acequias como la del Puerto de Catarroja, que están afectadas por este tipo de vertidos.

Para reducir los vertidos a la Albufera, se dispone de una infraestructura básica que consiste en Redes de Colectores y Estaciones Depuradoras de Aguas Residuales (EDAR). Las siguientes están actualmente operativas:

• Colector Oeste. Fue construido dentro del Plan de Saneamiento Integral de l’Albufera de Valencia y está destinado a la intercepción de las descargas de los sistemas unitarios de saneamiento de las poblaciones que se encuentran en el margen Oeste del Lago y que vertían tradicionalmente en él. La principal problemáti-ca de este colector radica en que se encuentra infradimensionado, siendo frecuente la entrada en car-ga del sistema que alivia hacia el lago.

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1. EDAR de Algemesí-Albalat.

Está en funcionamiento recientemente (2000), y su efluente afecta directamente al río Jucar y sólo indirectamente a través de las acequias de riego al Parque Natural. Municipios que sirve: Algemesí, Albalat de la Ribera

2. EDAR Cullera 3. EDAR E.S.Cullera 4. EDAR Cullera (Estany)

5. EDAR Sueca (Mareny de Barraquetes)

No dispone de tratamiento terciario de reducción de nutrientes. Esta depuradora vierte a la acequia del Arbres , que desemboca a unos pocos metros en el mar, playa del Mareny, y recoge además las aguas sin depuración de Sueca.

6. EDAR Sueca (El Perelló) No dispone tampoco de tratamiento terciario de reducción de nutrientes y además el vertido de produ-ce a un tramo bastante cerrado del Estany de la Plana, con lo que el impacto es importante.

7. EDAR de Torrent. El efluente, hasta aproximadamente el mes de marzo del 2000, se vertía a través de un colector que discurría enterrado a lo largo del barranco de Chiva o del Poyo, y vertía al mismo en el término munici-pal de Massanassa. Por problemas con la mala calidad del vertido final de este colector, se optó por volver a conectar el efluente de la EDAR de Torrent al Colector Este con destino a la EDAR de Pinedo

8. EDAR de Quart-Benáger. Su incidencia es parcial sobre la zona norte del lago en función de la gestión de sus aguas trata das. El efluente de esta planta tiene la posibilidad de ser vertido a tres cauces: Nuevo cauce del Río Turia (a través del Azarbe de Xirivella), Acequia de Favara y del Oro, estas dos últimas acequias de riego del arrozal. Es la CHJ la encargada de repartir los caudales a uno u otro cauce. A pesar de verter a una zona húmeda declarada sensible, y de ser de reciente construcción (empezó a funcionar en 1997), carece de tratamiento terciario para la eliminación de nutrientes, aunque sí dispone de tratamiento de desinfección del efluente por ozonización, debido a que se reutiliza el agua para riego. Municipios que sirve: Alaquàs, Aldaia, Quart de Poblet, Mislata, València, Xirivella, Manises

9. EDAR Pinedo II. Municipios que sirve:

Albal, Alcàsser, Alfafar, Catarroja, Lloc nou de la Corona, Massanassa, Mislata, Picassent, Sedaví, Silla, Benetússer, Beniparrell, Burjassot, Paiporta, Picanya

10. EDAR Pinedo I Parte del efluente de Pinedo I (tratamiento biológico) se reutiliza para el riego del arrozal, y el resto se vierte al Azarbe o bien a través del emisario submarino. Actualmente el agua se eleva a través de un colector hasta la altura de Castellar desde donde por gravedad se utiliza para el riego.

11. EDAR Valencia - El Perellonet

Dispone de tratamiento de reducción de nutrientes.

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El vertido de produce a una pequeña acequia, la acequia de la Arena, que recoge sobrantes de riego y desemboca también en el Estany de la Plana.

12. EDAR Valencia - El Saler. Dispone de tratamiento terciario para eliminación de nutrientes. El vertido se produce a una acequia anexa a escasa distancia del lago ( unos 50-200m.). No se reutiliza el agua para riego porque a esta altura prácticamente no quedan arrozales tan cerca del lago, por lo que su impacto en el lago puede ser importante.

13. EDAR Valencia - El Palmar Dispone de tratamiento terciario para la eliminación de nutrientes, Nitrógeno por oxigenación-desoxigenación y Fósforo por precipitación. La construcción de esta depuradora supuso una mejora en la calidad de aguas de la “Sequiota” donde vertía sin depurar a escasos metros del lago.

14. EDAR Valencia -Casal d’Esplai Existen otras depuradoras menores, que vierten a diferentes acequias que afectan al entorno del Par-que, como son la del Centro Penitenciario de Picassent, la de la factoría Ford de Almussafes o la em-presa Formol y Derivados.

• EDAR del Sistema Albufera-Sur (Alginet, Almusafes, Benifaió, Sollana).

Las aguas residuales de Alginet, Almusafes y Benifaió, afectan a la Acequia de Alqueresia, una de las más contaminadas que vierten al lago, con la que con la puesta en marcha de esta EDAR, la calidad del agua de esta acequia , debería mejorar notablemente.

En las EDARs de Albufera Sur, Sueca y Algemesí-Albalat, la incidencia de las aguas tratadas sobre el lago será parcial, en función del aprovechamiento para riego de las aguas tratadas.

Caudal tratado (m3/ dia) en las EDARs próximas a la Albufera.

EDARs I.D 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14

Caudal ( m3 / día) 14400 24000 N.D N.D1 1800 3000 18000 60000 185000 124800 3500 2800 450 15

Tabla 7- 01 Caudales de entrada en EDARs de actuación en la Albufera.

De los caudales tratados por las EDARs próximas al Parque Natural de l’Albufera, se ha de tener en cuenta, que la parte de caudal que es devuelta al lago como aguas tratadas, es mínima comparado con el flujo de entrada.

EDARs como las de Cullera, Algemesí-Albalat, el reflujo es mínimo, comparada con las de El Saler, El Palmar, etc, que aportan mayor cantidad de aguas al lago. Este dato se ha de tener en cuenta, puesto que podría llevar a error el considerar tan sólo los caudales tratados, sin tener en cuenta el porcentaje final devuelto.

En resumen, la mayor parte de las aguas que entran en el Parque Natural ocasionan fuertes impactos al ecosistema, por lo que en su actual estado trófico no podemos contar con esta agua para solucionar los problemas de la contaminación del lago, ni proyectar sistemas de trasvase u otras obras de inge-

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niería para la redistribución de caudales en diferentes zonas, mientras no se consigan aguas de cali-dad aceptable.

El esfuerzo debe dirigirse fundamentalmente a la depuración terciaria, desviación de las aguas residua-les de aquellas que se presenten muy contaminadas, procurando aportar al sistema aguas limpias cuando la disponibilidad de caudales lo permita, de forma que se contribuya a la mejora de las aguas de la Albufera.

El dragado del lago, sería también una solución inmediata para eliminar el aporte de fósforo de la co-lumna de agua y el riesgo que suponen los metales acumulados en él, y su realización muy cuidadosa. Un aumento del calado en las zonas profundas, sin tener la seguridad de que se producirá una dismi-nución rápida e importante de los niveles de fitoplancton, puede ser peligroso, puesto que podría au-mentar la frecuencia de los procesos de anoxia, dado que la columna de agua aumentaría y la cantidad de oxígeno disuelto menguaría considerablemente.

Encaminados a aumentar los aportes hídricos al lago y a las reservas naturales del Parque Natural de la Albufera de modo que se saque un mayor partido de los recursos presentes, mencionamos la posi-bilidad de hacernos llegar agua del Júcar lo más al Norte posible, valiéndonos del último tramo de la Acequia Real, que perfectamente podría acondicionarse a tales efectos con un desembolso económico mínimo comparado con el beneficio ecológico para la Albufera y especialmente a la mitad Norte.

Esta medida de actuación de aportes de aguas en la zona Norte del lago se propuso para una situa-ción que se daba a mediados de los ’80. La situación actual requiere de un tratamiento de aguas resi-duales de tipo terciario en las EDARs de actuación dentro del Parque Natural.

Actuaciones en el sistema de riego con una modernización de la Acequia Real del Júcar, se han de tener también en cuenta a la hora de valorar los excedentes de riego que puedan llegar a las acequias vertientes al lago, dado que una infraestructura de riego localizado hará que el aporte de aguas limpias que reciba el lago, sea mucho menor.

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6. PROBLEMÁTICA RECOGIDA EN PRENSA:

6.1. TRATAMIENTO DE AGUAS

Las deficiencias del colector Oeste, junto con el retraso de varios años de la conclusión de la red de saneamiento de la Albufera, provocan que los vertidos industriales y urbanos de algunos municipios sigan degradando el lago y su entorno. Con ello, se produce el hecho que, quince años después de la protección del Parque Natural de la Albufera, siguen sin resolverse los problemas concernientes a cali-dad de aguas e incluso de acumulación de metales pesados, cuya acción requiere de una actuación específica.(Las Provincias,23/5/2002)

Otra de las deficiencias en la gestión hídrica de la Albufera es la ausencia de tratamiento terciario en la mayor parte de las depuradoras operativas, circunstancia que convierte a la marjal en una alcantarilla de las comarcas que la rodean, según Acció Ecologista Agró.

Como medida de actuación, el Ayuntamiento de Valencia, instalará en las principales acequias vertien-tes al lago, un sistema que permita conocer de inmediato los vertidos que se produzcan en el lago y poder aplicar los métodos de actuación y prevención al instante. Este proyecto, a su vez, contribuirá a que las pequeñas y medianas empresas cumplan con los requerimientos medioambientales y estén controlados. (Las Provincias, 21/5/2002)

La contaminación del lago de la Albufera, provoca que la Generalitat cree un plan de emergencia por los vertidos, por ello, la solución para erradicar la contaminación, vertidos y daños medioambientales en la Albufera, pasa no sólo por inspecciones y sanciones, sino por la creación de un plan de emer-gencias frente a catástrofes de vertidos contaminantes agrícolas e industriales, pero también incluyen-do la localización de los puntos potencialmente más contaminantes, como es el caso del Puerto de �lbuf.�sa o la zona de Pinedo. Las dos medidas de actuación, como son, plan de emergencias y el progresivo traslado de industrias actualmente dentro del Parque, se ejecutarán una vez aprobado el PRUG.

En cuanto a la gestión de aguas residuales, la depuradora de Pinedo llevará este año a la �lbuf.ra las aguas recicladas de Valencia. Esto supone el paso previo a conducir todas las aguas residuales de Valencia a los arrozales y a la Albufera, puesto que la ampliación de la Planta de Pinedo está ya termi-nada y los nuevos depósitos permitirán recuperar 100 millones de m3 anuales (supondrá un caudal al lago de 31 Hm3 al año). Los parámetro de calidad serán óptimos para servir de riego de los campos y regeneración del Parque Natural. Por otro lado, la planta depuradora de Sueca, que también debe de verter al lago, sigue sin funcionar meses después de la finalización de la obra de saneamiento, y según la última justificación , se debe a la construcción de una nueva sección que convertirá las aguas sa-neadas en “aptas para todo, excepto para el consumo humano” ( Las Provincias. 3/3/2003).

6.2. DENUNCIA DE VERTIDOS

Torrent y Paiporta, vertieron a la Albufera aguas fecales desde conexiones clandestinas, dado que el agua de lluvia no era lo único que transportaba el alcantarillado pluvial que desembocaba en el barran-co de Chiva y de éste a la Albufera. Las últimas inspecciones de Conselleria de Medio Ambiente detec-taron que estos canalizadores de aguas pluviales se convertían en aguas fecales que desembocan en el Barranco de Chiva y de éste al lago. Esta serie de aguas residuales con los de otros siete munici-pios, que no están conectados al Colector Oeste, y contribuyen a que los compuestos de nitrógeno, aumenten considerablemente. (Las Provincias, 1/7/2002)

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El 19 de mayo de 2002, se produjo una mortandad de 2000 llises en el Puerto de Catarroja, que se cree consecuencia de este tipo de vertidos. Semanas después, El Consell admitió que las aguas feca-les provenientes de las acequias produjeron dicha mortandad de peces sin que se detectaran plaguici-das ni vertidos de empresas. (Las Provincias, 1/7/2002)

Los vertidos a la Albufera de diversas industrias y municipios provocaron también una mortandad de peces en la Gola de Pujol en Octubre de 2002 , en una época del año en que los arrozales estaban sin agua, y en consecuencia, todas las aguas contaminadas que llegan al lago sin previo tratamiento para su depuración van a parar a la gola de Pujol, uno de los primeros aliviaderos de la zona húmeda hacia el mar. Este hecho, junto con fenómenos meteorológicos fueron letales para algunas clases de peces. (Las Provincias, 11/10/2002)

Un vertedero ilegal en Silla y un almacén de contenedores amenazaban el parque de la Albufera y fueron denunciados por Els Verds y Esquerra Unida , dado que se continuaban depositando escom-bros y basuras. (Las Provincias,06/06/2002) Acció Ecologista - Agró , denunciaba que el Plan Rector de Uso y Gestión (PRUG) no recoge ninguna norma sobre la gestión del agua, en cuanto a control de los niveles del lago, época del vaciado y llena-do del marjal, el desagüe de las aguas, el menor incremento de los recursos hídricos, etc. Mantiene que el Plan Rector contraviene el Plan de Ordenación de Recursos Naturales (PORN) del Parque, la Ley de Espacios Naturales y la Ley de Suelo No Urbanizable, dado que afirman que éste “desrregula los valores ecológicos para así desproteger zona del parque para así urbanizar”. (Las Provin-cias,21/03/2002)

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7. CARACTERIZACIÓN DEL SEDIMENTO EN EL LAGO

Según Peris (1999), los sedimentos contienen valores de humedad bastante similares y se encuentran dentro del rango habitual. Éstos poseen una granulometría fina, ya que más del 50% del material pasa por un tamiz del nº 200, conteniendo limos y, sobre todo, arcillas (Sanjaume et al. 1992). Ello es debido a que la materia orgánica del sedimento estabiliza las partículas más finas, formando agregados de muy pequeño tamaño. Los lodos de LÁlbufera no poseen la estructura de una turba (estructura orgá-nica), sino la de un suelo fino. En consecuencia, el aspecto de estos lodos es pastoso, de apariencia desagradable, en ocasiones con mal olor, y que pierde una gran cantidad de peso durante su secado al aire, aclarando posteriormente su color y mejorando su aspecto. Debido precisamente al elevado contenido en arcillas y materia orgánica hallado en los sedimentos del lago (Peris et al. 1986), los valo-res de capacidad de intercambio catiónico (CIC) de las muestras son superiores a los que se encuen-tran en suelos de características normales.

Al lago sólo llegan los sedimentos más finos (limos y arcillas), estimándose su volumen en el 40% del total de materiales. Estos limos son de estructura fina y se caracterizan por su escasez de arena (San-jaume et al., op. cit.; Martín Monerris 1998) -contrariamente a lo indicado por Benet (1983)-, contras-tando así con la ausencia de fracción gruesa (cantos y gravas). En las muestras analizadas por estos autores se encuentran dos secciones principales: la sección superior, de textura limosa y con gran cantidad de restos vegetales; y la inferior, de textura arcillosa, aunque puede contener algunos niveles con cierta cantidad de arena, pero sin restos de vegetación. Sólo en algunos casos puede dominar la fracción minoritaria de arenas en alguno de los horizontes, como en el caso de los sedimentos situados frante a la antigua gola a causa de deposiciones por las corrientes de influencia marina en las golas (Plan Director para el Saneamiento Integral del Lago de LÁlbufera 1989). No obstante, dicho estudio establece que existe una heterogeneidad granulométrica bastante acentuada entre los sedimentos de la zona Norte del lago (sin prácticamente limos y con abundantes arcillas) y la del resto de la laguna, con proporciones limos-arcillas-arena más similares.

Los valores de salinidad se encuentran dentro de lo habitual, por lo que deben considerarse estos se-dimentos como suelos de características normales. Se trata de lodos ligeramente alcalinos, con valores de pH que varían poco de unos puntos a otros. El valor medio de pH, no obstante, varió en aproxima-damente una unidad entre los muestreos realizados en 1986 (valor medio de 6,7) (Peris et al., op. cit.) y en 1999 (valor medio de 7,88) (Peris 1999, op. cit.).

Por otro lado, poseen un gran contenido de materia orgánica, oscilando entre el 9 y el 21% referido a la materia seca, en función de la zona del sedimento (superficial o profunda) considerada (Peris 1987 in Martín Monerris, op. cit.). Estos valores son muy similares a los obtenidos con anterioridad para varios puntos del lago por Peris et al., op. cit. (rango 7,5 a 17,3 % de materia seca). Este autor estima la ma-teria orgánica en 40 kg/m2 en el primer metro de sedimentos a partir del fondo. Posteriormente, en el trabajo llevado a cabo durante 1999 registra el valor más elevado (8,81%) en el punto 4A (entre la Ma-ta de Sant Roc y la orilla O del lago). La materia orgánica está casi totalmente humificada. Por su par-te, el Plan Director para el Saneamiento Integral del Lago de LÁlbufera (op. cit.) cifra en un 10% de peso seco el porcentaje de materia orgánica de los sedimentos, considerando que en algunos puntos es bastante grande en capas profundas, lo que podría deberse al registro de vegetación macrofítica fósil o acúmulos de materia en momentos muy productivos del sistema.

El contenido de Nitrógeno orgánico se encuentra dentro de los valores normales en relación con la cantidad de materia orgánica presente. Asímismo, estos sedimentos no contienen apenas Nitrógeno mineral, por lo que el contenido en Nitrógeno orgánico puede considerarse como total. Esto es debido a que, por un lado, el poco Amonio (NH4) que contienen se pierde durante el secado del material, pro-ceso facilitado por la ligera alcalinidad de éste, con lo que viene a representar una cuarta parte del total (Martín Monerris, op. cit.). No obstante, los valores de Amonio registrados en este último trabajo son muy dispares, registrándose valores superiores a los 2000 mg N/Kg en puntos del Suroeste del lago y

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valores mucho más bajos en otros puntos. Por otro lado, no contienen nitratos ni nitritos debido a la rápida volatización del amonio y porque las características del material no favorece el desarrollo de reacciones de nitrificación durante el secado y preparación de las muestras (Peris 1999, op. cit.).

Los lodos poseen un contenido de Fósforo (P) asimilable medio, si bien los valores encontrados son bastante variables en función del punto de muestreo (Peris 1999, op. cit.). Así, existe una notable dife-rencia en el contenido de Fósforo total entre los sedimentos de la zona Norte/Noroeste y los de la zona Centro/Sur, con valores en esa zona un 30% inferiores a los de la Norte. En los 10 primeros centíme-tros se encuentra la tercera parte del Fósforo total acumulado en los primeros 60 cm. de la columna de sedimentos. Evidentemente, la descomposición de la materia orgánica prosigue en las capas antiguas del sedimento y siempres se da un aumento de los nutrientes (P y N) en las capas superiores. Sin embargo, en el caso de los lodos de LÁlbufera, este aumento es muy exagerado debido a la gran carga contaminante en los sedimentos recientes a causa del proceso de eutrofización. El Fósforo inor-gánico varía también mucho de unos puntos de muestreo a otros (Martín Monerris, op. cit.).

A su vez, son ricos en elementos como el Calcio (Ca), el Potasio (K) y el Magnesio (Mg), pero no con-tienen gran cantidad de Sodio (Na). Por último, destacan las elevadas concentraciones de ciertos ele-mentos como el Cobre (Cu) y el Cromo (Cr) en los fangos del sector NO del lago (frente a la Punta de Llebeig), que doblan o triplican a los del resto de puntos de muestreo, y que están relacionados con el vertido a esta zona de las acequias provenientes de las áreas de mayor importancia industrial. En me-nor medida, también son destacables el Plomo (Pb), el Zinc (Zn) y el Estroncio (Sr) (Peris 1999, op. cit.; Martín Monerris, op. cit.).

7.1. METALES PESADOS

El Hierro (Fe) aparece en el lago con unos valores medios que oscilan entre 1,06 y 1,87 (% del elemento en sedimento). Estos valores son bastante homogéneos en todas las zonas, obteniéndose el máximo en un punto situado a mitad camino entre la Mata de LÁntina y La Manseguerota. Fuera de este punto, los valores más elevados se sitúan en la zona Noreste del lago, frente a la Punta de Lle-beig.

El Estroncio (Sr) oscila entre una concentración media para el lago de 762 y 1.305 ppm. La zona más contaminada por este metal corresponde a una amplia franja situada al Oeste del lago, con valores máximos obtenidos en la zona de la Mata de LÁntina.

La contaminación por Mercurio (Hg) es claramente antrópica, pero no alcanza valores importantes que justifiquen un tratamiento especial de los lodos. Las muestras tomadas en fango promedio de 1 m. de espesor contienen Hg en unas concentraciones comprendidas entre 0,03 y 0,24 ppm que no supera los valores correspondientes al límite establecido de 0,6 ppm por el documento “Recomendaciones para la gestión de materiales dragables”. Las muestras separadas por niveles tampoco alcanzan los valores límite en ningún caso. La zona del lago más contaminada por este metal es la Norte, obteniéndose el valor máximo frente al Barranco del Poyo y acequias como las de Albal y Catarroja.

La contaminación por Cadmio (Cd) está concentrada en el cuadrante Noreste, una de las dos áreas de entrada de contaminación general, aunque no alcanza valores para ser considerada peligrosa, ya que no alcanza nunca el valor de 1 ppm establecido como límite por el documento citado anteriormente. En valores medios, el máximo se obtiene de nuevo en un punto situado frente a la Punta de Llebeig.

El Plomo (Pb) contenido en los sedimentos no supera valores graves. Las muestras de las áreas más contaminadas (tomadas en muestreo denso) oscilan en la concentración de este elemento entre 11,53 y 129,01 ppm, superando así el valor límite recomendado para la gestión de materiales dragables. Las zonas más contaminadas por este metal se localizan frente a las desembocaduras de la Acequia del Port de Catarroja, la Acequia de Albal y el Barranco del Poyo (frente a la Punta de Llebeig), así como en ciertos puntos de los cuadrantes Noreste (Pujol Vell) y Noroeste (entre la Mata de LÁntina y la Ma-ta de Sant Roc).

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El Cobre (Cu) aparece en algunos puntos del lago con valores de concentraciones que superan los límites que permitirían su vertido al mar. El muestreo denso proporciona muestras con contenidos en Cu entre 12 y 105 ppm, superando en una única ocasión el valor límite establecido por la norma de dragados. Los valores máximos se encuentran en la zona Noteste del lago, tanto en muestreo denso como en valor medio.

Las concentraciones de Zinc (Zn) no alcanzan valores que constituyan peligro grave. Las zonas de mayor acumulación corresponden a las de vertidos contaminantes generales (sectores Noreste y No-roeste), situándose los máximos valores frente a la Punta de Llebeig y el Pujol Vell.

El Cromo (Cr) es el contaminante de mayor importancia que se encuentra en los sedimentos. Los valo-res más elevados superan los 3 gramos/kg de sedimento en un espesor de, al menos, 1 m. de profun-didad. Las concentraciones oscilan entre 18 y 561 ppm en valor medio, obteniéndose este último valor en un punto frente a la desembocadura de varias acequias situadas en el sector Noroeste del lago (entre la Mata de Sant Roc y la orilla más próxima). Las muestras separadas por niveles se encuentran entre valores de 6 y 1.484 ppm.

El Arsénico (As) no es causante de contaminación, ya que los valores encontrados son inferiores a la concentración geológica del fondo del área. No aparecen concentraciones alarmantes de este elemen-to en las zonas de mayor contaminación, obteniéndose valores comprendidos entre 7,20 y 18,32 ppm. La zona más contaminada por este elemento vuelve a ser, de nuevo, la más nordoriental del lago.

El Níquel (Ni), aunque aparece asociado a otros elementos presentando concentraciones algo más altas en las zonas de mayor contaminación general, no constituye un elemento especialmente determi-nante de contaminación grave. La concentración que marca el límite de alarma para recomendar la dragabilidad del sedimento se sitúa en 100 ppm, no alcanzándose este valor en ninguno de los puntos muestreados. Los valores obtenidos han variado entre 15 y 95 ppm, siendo los más elevados los co-rrespondientes a la zona Noreste.

En la figura 1-01 se ofrece una comparativa entre los valores límite de metales pesados en suelos y en lodos para uso agrario que establece la legislación (Real Decreto 1310/1990) y los registrados por Peris (1999) en muestras del lago de L´Albufera.

En dicha tabla se han recopilado los valores mínimos y máximos que Peris obtiene en cada punto de muestreo para los tres niveles de profundidad (Peris no cita en su obra a que profundidad de estable-cen estos niveles). Además se comparan dos medias; por un lado la que hemos calculado a partir del total de valores de cada punto (VALORES MEDIOS) y por otro la media que da Peris a partir del mues-treo realizado en una columna de 1 metro homogeneizada.

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7241 – Estudio para el Desarrollo Sostenible de L’Albufera de Valencia Caracterización de la calidad de aguas y sedimentos

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METALES PESADOS EN SUELOS SEGÚN R.D.

1310/1990

METALES PESADOS EN LO-DOS PARA USO AGRARIO

SEGÚN R.D. 1310/1990

VALORES LÍMITE (mg/Kg. De mate-ria seca de una muestra representa-

tiva)

VALORES LÍMITE (mg/Kg. De materia seca de una muestra representativa)

DATOS DEL ESTUDIO DE PERIS (mg/Kg.)

METALES

Suelos con pH menor de 7

Suelos con pH mayor de 7

Suelos con pH menor de 7

suelos con pH mayor de 7

VALORES MÁXIMOS

VALORES MÍNIMOS

VALORES MEDIOS

MEDIA PERIS (columna de 1 m. homogeneizada)

Cadmio 1 3 20 40 3,175 0 0,0792 0,059

Cobre 50 210 1000 1750 159,6 0 22,724 18,354

Niquel 30 112 300 400 210,8 30,9 127,533 17,94

Plomo 50 300 750 1200 109 0 23 16,26

Zinc 150 450 2500 4000 440 0 67,384 76,434

Mercurio 1 1,5 16 25 0,49 0 0,116 0,095

Cromo 100 150 1000 1500 1484 0 70,507 57,652

Figura 1-01. Comparativa entre los valores límite de metales pesados en suelos y en lodos para uso agrario según la legislación (Real Decreto 1310/1990) y los registrados por Peris (1999) en muestras

del lago de L´Albufera.

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7.2. PESTICIDAS ORGANOCLORADOS

Por su parte, la contaminación por pesticidas organoclorados en los sedimentos es significativa, acumu-lando cantidades importantes de estas sustancias y sus metabolitos. Los valores más elevados de pesti-cidas se registran en los sectores Noroeste y Noreste, aunque dependiendo del compuesto analizado, su concentración en cada punto varía enormemente, desde no ser detectado hasta dar concentraciones importantes. Los compuestos con concentraciones más elevadas son el p,p-DD (27,05 ppm en el punto 4A); el p,p-DDT (12,84 ppm en el mismo punto) y el Heptaclor epóxido (7,11 ppm en el punto 5D). No obstante, estos valores no alcanzan los límites que justifiquen su clasificación como peligrosos.

7.3. PCB´S

Los PCB´s aparecen de una forma bastante dispersa, obteniéndose el máximo valor en un punto del sector Sur. Otros valores significativos aparecen en todos los sectores, aunque en cantidades siempre no superiores a los 0,56 ppm (cantidad registrada en un punto del Norte del lago).

7.4. HIDROCARBUROS AROMÁTICOS POLICÍCLICOS

Los hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAH´s) aparecen en cantidades significativas, aunque sin al-canzar valores que permitan considerarlos como peligrosos. Los valores máximos aparecen en el Este y Sureste del lago, no siendo detectados en otros muchos puntos.

7.5. HIDROCARBUROS AROMÁTICOS LINEALES

Por último, las mayores concentraciones de hidrocarburos aromáticos lineales (LAH´s) han sido detecta-das en una franja central del lago, situándose los valores más remarcables al Oeste y Este de dicha fran-ja, respectivamente.

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8. CARACTERIZACIÓN DEL SEDIMENTO EN ACEQUIAS

En general, las acequias que aportan una mayor contaminación al lago son las que vierten a los sectores Noroeste y Noreste, que son, precisamente, las zonas más contaminadas.

En este sentido, las acequias de Ravisanxo y de la Font Nova son las que registran las concentraciones más elevadas, tanto de metales pesados como de otros compuestos. Estas acequias vehiculan los verti-dos de algunas industrias del mueble, textil y de tratamiento de superfícies, transportando importantes contaminantes como metales pesados (en especial Cobre, Cromo, Zinc, etc.).

8.1. METALES PESADOS

Las mayores concentraciones de Hierro (Fe) se detectan en los Barrancos del Poyo y Beniparrell, ambos en el Norte del lago, con un máximo de 2,49 % para el Poyo.

La entrada contaminante más importante de Estroncio (Sr) al lago se produce por las acequias de Ravi-sanxo (503,52 ppm) y de la Font Nova (454,37 ppm), situadas respectivamente al Noreste y al Noroeste del lago.

El valor máximo del Cadmio (Cd) (4,22 ppm) se da en el cuadrante Noreste a través del vertido de Ravi-sanxo.

Las concentraciones más importantes de Plomo (Pb) se registran en las zonas de contaminación general, es decir, en los dos puntos de muestreo de la Acequia Ravisanxo (al Noreste del lago), con 371,38 ppm y 231,67 ppm, respectivamente, así como en la Acequia de la Font Nova (al Noroeste), con 264,24 ppm.

El Cobre (Cu) aparece con valores elevados en la Acequia Ravisanxo (371,49 ppm). También aparecen concentraciones remarcables de este elemento en el sector Noroeste (273,85 ppm), con toda seguridad procedente de vertidos industriales de acequias al Oeste del lago, como la de la Font Nova.

El Zinc (Zn) muestra unos valores muy elevados en las acequias citadas, con concentraciones de hasta 1163,53 ppm en uno de los puntos de muestreo de Ravisanxo. También en la Acequia de la Font Nova (Noroeste) se registran concentraciones elevadas, con 1030,59 ppm.

En la Acequia de la Font Nova, las concentraciones de Cromo (Cr) llegan a valores tan altos como 1313,18 ppm.

Los vertidos más importantes de Arsénico (As) a través de entradas al lago se detectan en la Acequia Ravisanxo (11,14 ppm) y en el Barranco del Poyo (11,51 ppm), aunque también parece existir un foco importante de contaminación a través de la Acequia Nova (10,42 ppm).

En acequias únicamente se supera el valor de 95 ppm (el máximo alcanzado en el lago) en Ravisanxo (108,05 ppm), precisamente en una de las zonas más contaminadas.

8.2. PESTICIDAS ORGANOCLORADOS

En general, los compuestos organoclorados aparecen con concentraciones elevadas únicamente en Ravisanxo, con valores que alcanzan los 113,34 ppm para el p,p-DDD. También destaca por su alto valor el o,p-DDT en la Acequia de la Font de Mariano (Noroeste del lago), con 12,83 ppm.

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8.3. PCB´S

En acequias, la mayor cantidad de PCB´s aparece en Ravisanxo (0,43 ppm como valor sumatorio), que es una de las acequias más contaminadas de toda L´Albufera.

8.4. HIDROCARBUROS AROMÁTICOS POLICÍCLICOS

Concentraciones elevadas de PAH´s han sido registradas en la Acequia de la Font de Mariano, en Silla, al Noroste del lago, probablemente relacionado con los vertidos de las industrias que se localizan en esta zona, no siendo detectados en otros muchos puntos.

8.5. HIDROCARBUROS AROMÁTICOS LINEALES

Los valores máximos de LAH´s se dan en Ravisanxo y la Font de Mariano, no siendo detectados en otros muchos puntos.

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