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Ref.: IM15CONSOR

INFORME

"PLAN DE VIGILANCIA DEL MEDIO RECEPTOR DEL VERTIDO DE LA

EDAR DE GORLIZ. AÑO 2015"

Para

Pasaia, 23 de marzo de 2016

Autores:

Dra. Marta Revilla (AZTI-Tecnalia) Dra. Izaskun Zorita (AZTI-Tecnalia)

Dr. Javier Franco (AZTI-Tecnalia) Ldo. Victoriano Valencia (AZTI-Tecnalia)

Dr. J. Mikel Garmendia (AZTI-Tecnalia) Dr. J. Germán Rodríguez (AZTI-Tecnalia)

Dr. Iñigo Muxika (AZTI-Tecnalia) Dr. Aitor Laza-Martínez (UPV/EHU)

PLAN DE VIGILANCIA DEL MEDIO RECEPTOR DE LA EDAR DE GORLIZ IM15CONSOR

AUTORES Y AGRADECIMIENTOS

La coordinación de este trabajo ha sido llevada a cabo por Marta Revilla,

y en la interpretación de los resultados y realización del informe han

intervenido también Izaskun Zorita, Javier Franco, Victoriano Valencia, Jose

Mikel Garmendia, José Germán Rodríguez e Iñigo Muxika, de la Unidad de

Investigación Marina de AZTI-Tecnalia.

En las labores de muestreo, análisis de muestras, elaboración de tablas

y figuras y edición del informe ha participado el resto del personal de dicha

unidad, tanto técnicos (Joana Larreta y Victoriano Valencia) como analistas

(Beatriz Beldarrain, Luis Cuesta, Maite Cuesta, Goretti García, Irene Gómez,

Deniz Kukul, Mª Victoria Lucero, Inma Martín y Naiara Serrano) y personal de

muestreo (Carlos Erauskin, Ekaitz Erauskin, Miguel Santesteban e Iker

Urtizberea).

La identificación y el recuento de las comunidades de fitoplancton se

llevaron a cabo en el Laboratorio de Fitoplancton de la Universidad del País

Vasco por Aitor Laza-Martínez, quien también aportó información de gran

utilidad para la interpretación de los resultados.

Finalmente, queremos destacar la colaboración ofrecida por el Consorcio

de Aguas Bilbao Bizkaia -especialmente por Alejandro de la Sota y Francisco

Hernani- en lo relativo a la entrega de documentación adicional para la

interpretación y discusión de los resultados y, en definitiva, en la organización

general de este trabajo.


ÍNDICE

1. ANTECEDENTES __________________________________________________________________ 7

2. INTRODUCCIÓN __________________________________________________________________ 9

3. OBJETIVOS _____________________________________________________________________ 15

4. COLUMNA DE AGUA _____________________________________________________________ 17

4.1. Situación de las estaciones de muestreo y obtención de las muestras __________________ 17 4.2. Métodos analíticos____________________________________________________________ 21 4.2.1. Variables medidas “in situ” mediante CTD _______________________________________ 21 4.2.1. Variables medidas en laboratorio ______________________________________________ 22 4.2.2. Variables derivadas _________________________________________________________ 23 4.3. Metodología para la valoración de la calidad físico-química del agua __________________ 25 4.4. Resultados __________________________________________________________________ 27 4.4.1. Temperatura, pH y salinidad __________________________________________________ 27 4.4.2. Oxígeno disuelto ___________________________________________________________ 32 4.4.3. Condiciones ópticas _________________________________________________________ 33 4.4.4. Clorofila “a” _______________________________________________________________ 38 4.4.5. Nutrientes inorgánicos disueltos _______________________________________________ 39 4.4.6. Carbono orgánico total (COT) _________________________________________________ 43 4.4.7. Estado de calidad físico-química _______________________________________________ 44 4.5. Discusión ____________________________________________________________________ 46

5. COMUNIDADES DE FITOPLANCTON _________________________________________________ 53

5.1. Situación de las estaciones de muestreo y obtención de las muestras __________________ 53 5.2. Métodos analíticos____________________________________________________________ 53 5.3. Metodología para la evaluación de la calidad del fitoplancton ________________________ 54 5.4. Resultados __________________________________________________________________ 55 5.4.1. Composición y abundancia del fitoplancton ______________________________________ 55 5.4.2. Floraciones fitoplanctónicas y algas potencialmente tóxicas ________________________ 58 5.5. Discusión ____________________________________________________________________ 59

6. SEDIMENTOS ___________________________________________________________________ 65

6.1. Situación de las estaciones de muestreo y obtención de las muestras __________________ 65 6.2. Métodos analíticos____________________________________________________________ 67 6.3. Resultados __________________________________________________________________ 67 6.3.1. Granulometría _____________________________________________________________ 67 6.3.2. Potencial redox y materia orgánica ____________________________________________ 69 6.3.3. Nitrógeno total ____________________________________________________________ 69 6.4. Discusión ____________________________________________________________________ 70

7. COMUNIDADES DEL BENTOS DE FONDO BLANDO _____________________________________ 73

7.1. Situación de las estaciones de muestreo y obtención de las muestras __________________ 73 7.2. Métodos analíticos____________________________________________________________ 74 7.3. Metodología para la evaluación de la calidad del bentos blando ______________________ 74 7.4. Resultados __________________________________________________________________ 76 7.4.1. Taxonomía y parámetros estructurales _________________________________________ 76 7.4.2. Índices de calidad AMBI y M-AMBI _____________________________________________ 81 7.5. Discusión ____________________________________________________________________ 83


8. DISCUSIÓN GENERAL _____________________________________________________________ 87

9. CONCLUSIONES _________________________________________________________________ 91

10. BIBLIOGRAFÍA ________________________________________________________________ 93

11. ANEXOS ____________________________________________________________________ 100

11.1. Comunidades de fitoplancton __________________________________________________ 100 11.2. Comunidades del bentos de sustrato blando ______________________________________ 109

1. Antecedentes 7


1. ANTECEDENTES

La Agencia Vasca del Agua (URA) incluye en las autorizaciones de

vertido al dominio público marítimo-terrestre o al mar la elaboración y

realización de un plan de vigilancia del medio receptor del vertido, cuyo

alcance se establece en la documentación que se presenta para la

tramitación de la autorización de vertido.

En la actualidad el Consorcio de Aguas Bilbao Bizkaia (CABB) gestiona

30 Sistemas de Saneamiento, con sus respectivas Estaciones Depuradoras

de Aguas Residuales (EDAR). En el caso de la EDAR de Gorliz, el efluente de

agua depurada se vierte directamente al mar a través de un emisario

submarino.

Con fecha 30 de septiembre de 2013, el Director General de URA

resuelve convalidar como fecha en la que la autorización de vertido produce

plenos efectos jurídicos el día 11 de abril de 2013 (VTM-B-2012-0029/ 5-

7/V/B). Esta autorización tiene en su condicionado la remisión anual del

estudio de evaluación de los efectos del vertido sobre el medio receptor.

Tras sucesivas reuniones mantenidas en 2013 entre el Consorcio de

Aguas Bilbao Bizkaia, representado por Alejandro de la Sota, y AZTI-

Tecnalia (en adelante AZTI), representada por Javier Franco, se elaboró una

propuesta de trabajo para el “Plan de vigilancia del medio receptor de los

vertidos de la EDAR de GORLIZ. Año 2013”. Dicha propuesta recogía el

alcance, objetivos, tareas, cronograma y presupuesto, de acuerdo a los

requerimientos y especificaciones planteados en las citadas reuniones.

Teniendo en cuenta una serie de consideraciones y comentarios

realizados por URA en 2013 sobre las propuestas de planes de vigilancia

aportadas por el CABB, AZTI realizó el estudio de evaluación del medio

receptor de la EDAR de Gorliz correspondiente a la anualidad 2013, que fue

entregado al CABB con fecha 27 de mayo de 2014. Las recomendaciones de

URA se han tenido en cuenta para la realización de los planes de vigilancia

de los años siguientes.

El presente informe da cuenta de los resultados obtenidos en el

seguimiento ambiental del impacto del vertido en el medio receptor de la

EDAR de Gorliz durante el año 2015.

2. Introducción 9


2. INTRODUCCIÓN

El vertido de las aguas residuales domésticas es considerado uno de

los focos contaminantes más extendidos que afectan a los ecosistemas

costeros. El incremento de la tasa de crecimiento de los asentamientos

urbanos en la costa tiene consecuencias drásticas en la estructura y el

funcionamiento de los ecosistemas marinos (Halpern et al., 2007). En este

contexto, los estudios de seguimiento ambiental encaminados a evaluar los

efectos nocivos de las aguas residuales son esenciales para proteger los

ecosistemas marinos.

Muchas de las sustancias disueltas que forman parte de las aguas

residuales de origen urbano, por su contenido en carbono orgánico, así

como en nitrógeno y fósforo, pueden ser utilizadas por las comunidades

microbianas y originar cambios no deseables en los ecosistemas acuáticos.

Los nutrientes en concentración y proporción adecuada son esenciales

para las comunidades del microplancton que forman la base de las redes

tróficas en los ecosistemas pelágicos. Sin embargo, un aporte excesivo de

nutrientes puede causar un incremento de la producción primaria que

resulte perjudicial, tanto para el funcionamiento del ecosistema como para

los usos del agua. Este fenómeno se conoce como eutrofización. Por ello,

resulta de interés vigilar las concentraciones de diferentes formas de

nutrientes en el agua. Además, la clorofila se considera una variable de gran

utilidad como aproximación a la biomasa fitoplanctónica y como indicador de

la respuesta del fitoplancton al enriquecimiento en nitrógeno y fósforo del

medio marino (Harding, 1994). Asimismo, pueden ocurrir impactos que no

se traduzcan en aumentos de biomasa, sino en cambios en la estructura de

las comunidades fitoplanctónicas (p. e., favoreciendo unas especies frente a

otras, que pueden ser tóxicas o no consumibles por los niveles tróficos

superiores).

Entre las variables físico-químicas del agua, el oxígeno es una de las

que más se utilizan para evaluar la calidad de los ecosistemas acuáticos. Los

descensos en la concentración de oxígeno disuelto se asocian a factores

antrópicos, como los vertidos con alto contenido en materia orgánica, o los

crecimientos masivos de fitoplancton que, a su vez, introducen carbono

orgánico por vía fotosintética y cuya degradación microbiana se puede

encontrar desacoplada (en el tiempo o en el espacio) con su producción.

2. Introducción 10


También resulta de interés incluir en este tipo de estudios las

comunidades del bentos de sustrato duro. Las algas y los invertebrados de

sustrato duro aportan una información esencial en la evaluación del estado

ecológico de las aguas, ya que por su tipo de vida sésil integran las

condiciones ambientales del medio donde viven, convirtiéndoles en

excelentes indicadores de la salud del ecosistema (Hiscok y Tyler-Walters,

2006). Además, hay que tener en cuenta que la costa vasca es en un 70%

rocosa (Pascual et al., 2004) por lo que, dentro de los ecosistemas marinos

costeros, dichas comunidades son susceptibles de ser afectadas por los

vertidos de aguas residuales.

El vertido de aguas residuales ocasiona una serie de alteraciones

crónicas en el medio marino caracterizadas por un enriquecimiento de

materia orgánica, introducción de sustancias tóxicas, un aumento de la

turbidez y de la tasa de sedimentación, así como un descenso de la

salinidad (Azzurro et al., 2010). Como consecuencia, las comunidades de

sustrato duro experimentan un deterioro que se manifiesta en un descenso

de la riqueza específica y de la diversidad, desaparición de especies

sensibles a la contaminación, simplificación estructural de las comunidades y

dominancia de especies oportunistas indicadoras de estrés ambiental (Díez

et al., 2012).

Por su parte, las comunidades bentónicas de macroinvertebrados de

sustrato blando, tanto de fangos como de arenas, están bien representadas

en los diferentes hábitats litorales del País Vasco (EUNIS, European Nature

Information System: http://eunis.eea.eu.int/habitats.jsp).

Las comunidades del bentos de sustrato blando resultan indicadores

apropiados para evaluar el impacto ecológico de este tipo de contaminación,

por diversas razones: proporcionan información integrada en el tiempo, son

especies con ciclos de vida cortos que responden de una manera rápida a

presiones antrópicas, y presentan sensibilidad al grado de contaminación de

los sedimentos, lo que las convierte en buenos indicadores globales de la

calidad de éste (Borja et al., 2013).

2. Introducción 11


La Directiva sobre el Tratamiento de Aguas Residuales Urbanas

(91/271/CEE) fue establecida para evitar los efectos adversos derivados de

la contaminación por las aguas residuales. Así, la Unión Europea, a través de

esta directiva, estableció en 1991 la necesidad de depuración de las aguas

fecales antes del fin del año 2000 para aquellas aglomeraciones urbanas con

más de 15.000 habitantes equivalentes y del 2005 para las que tienen entre

2.000 y 15.000 habitantes equivalentes. Los logros obtenidos por esta

directiva deben ser integrados con los objetivos de la Directiva Marco del

Agua 2000/60/CE del Parlamento Europeo y del Consejo (DMA), con el

objetivo de asegurar el ‘Buen estado ecológico’ en todas las aguas para el

año 2015.

El principal instrumento que contempla la DMA para conseguir el citado

objetivo son los Planes Hidrológicos de Cuenca, que deben garantizar el

cumplimiento de ciertos objetivos medioambientales (URA, 2012). El actual

Reglamento de la Planificación Hidrológica (RPH) incluye varios elementos

en la evaluación de la calidad ecológica de las masas de aguas costeras:

hidromorfológicos, físico-químicos y biológicos. En relación con los

elementos de calidad para la clasificación del estado ecológico de las aguas

costeras el Artículo 30 del RPH dice:

1. Los elementos de calidad biológicos para la clasificación del estado

ecológico de las aguas costeras son la composición, abundancia y biomasa

del fitoplancton y la composición y abundancia de otro tipo de flora acuática

y de la fauna bentónica de invertebrados.

2. Los elementos de calidad hidromorfológicos son las condiciones

morfológicas, incluyendo profundidad, estructura y sustrato del lecho

costero y estructura de la zona ribereña intermareal, y el régimen de

mareas, incluyendo dirección de las corrientes dominantes y exposición al

oleaje.

3. Los elementos de calidad fisicoquímicos son la transparencia, las

condiciones térmicas y de oxigenación, salinidad y nutrientes. Además debe

tenerse en cuenta la contaminación producida por los contaminantes

preferentes (sustancias específicas), si se vierten en cantidades

significativas.

2. Introducción 12


La DMA establece que la calidad de los elementos se determina

mediante indicadores, que deberán quedar clasificados en uno de cinco

estados posibles: ‘Malo’, ‘Deficiente’, ‘Moderado’, ‘Bueno’ y ‘Muy Bueno’.

Esta metodología implica también el cálculo de un ratio de calidad ecológica

(EQR, Ecological Quality Ratio) que oscilará entre 0 (peor estado) y 1

(mejor estado), así como la aplicación de valores numéricos que definan los

límites entre las clases de estado.

Según la DMA, la valoración del estado ecológico se corresponde con la

peor de las valoraciones efectuadas para cada uno de los indicadores

biológicos (el principio ‘uno fuera, todos fuera’). La calidad físico-química

sólo interviene en el cálculo del estado ecológico cuando la calidad biológica

es ‘buena’ o ‘muy buena’ (Figura 2.1).

Figura 2.1. Proceso de calificación del estado ecológico, basado en la DMA (tomado

de Borja et al., 2013). NCA: Normas de Calidad Ambiental.

2. Introducción 13


Para la elaboración de los planes de vigilancia de la EDAR de Gorliz se

ha considerado pertinente incluir los elementos que, por las razones

mencionadas anteriormente, podrían reflejar mejor el impacto que producen

los vertidos de aguas residuales en el medio receptor. Estos han sido: las

condiciones físico-químicas generales (nutrientes, transparencia del agua y

oxígeno), el fitoplancton (comunidades y biomasa estimada como clorofila

“a”), así como las comunidades del bentos de sustrato blando y de sustrato

duro. Las características generales del sedimento se han utilizado como

apoyo a la interpretación de los resultados de las comunidades del bentos

blando.

El estudio del bentos de sustrato duro está planificado para hacerlo

cada tres años y habiéndolo hecho en el plan de vigilancia de 2013, no se

llevará a cabo otro estudio de este elemento biológico hasta 2016.

Para cada elemento se han utilizado varias estaciones de muestreo,

con el fin de conocer la extensión espacial que podría verse afectada por el

vertido, la posible existencia de gradientes, patrones de dispersión de la

contaminación, etc.

En los capítulos correspondientes a los elementos objeto de este

estudio se describe primero la metodología, a continuación los resultados

obtenidos (incluyendo una valoración de la calidad mediante índices,

conforme a la DMA) y por último se realiza una discusión con el fin de

ayudar a la interpretación de los resultados y para poner éstos en el

contexto de estudios anteriores. Posteriormente, para dar una visión

integradora de los distintos elementos se realiza una discusión general y, al

final, se emiten las principales conclusiones, así como algunas

recomendaciones (si las hubiera) de cara a futuros trabajos.

En los anexos se incluyen los listados taxonómicos de las comunidades

biológicas objeto de estudio.

3. Objetivos 15


3. OBJETIVOS

El objetivo general de este informe es detallar las tareas realizadas y

los resultados obtenidos para dar respuesta a los requerimientos del plan de

vigilancia y control del vertido de la EDAR de Gorliz en el medio receptor,

correspondiente al expediente de autorización del vertido de la EDAR. Dicho

plan se enmarca en la resolución del Viceconsejero de Medio Ambiente del

Gobierno Vasco de 27 de octubre de 2008, por la que se formula la

Declaración de Impacto Ambiental con carácter favorable y se establecen las

medidas protectoras y correctoras y el Programa de Vigilancia Ambiental.

Con este fin, el estudio se propone describir y valorar el estado general

de los siguientes elementos en el medio receptor:

1) Columna de agua: variables hidrográficas generales relacionadas con

el estado de calidad de las aguas (temperatura, salinidad, pH,

oxígeno disuelto, transparencia, turbidez, sólidos en suspensión,

clorofila “a”, carbono orgánico total, amonio, nitrato y fosfato).

Valoración del estado actual (IC-EFQ, Índice de Calidad del Estado

Físico-Químico).

2) Comunidades de fitoplancton: identificación y recuento de los

diferentes taxones, presencia de especies potencialmente tóxicas.

3) Sedimentos: granulometría, potencial redox, materia orgánica y

nitrógeno total.

4) Macroinvertebrados bentónicos en sedimentos: composición

taxonómica y parámetros estructurales. Valoración del estado actual

(indicador de calidad M-AMBI).

Las comunidades de sustrato duro se estudiarán en 2016, dado que la

periodicidad con la que se realiza su estudio es trienal y dichas comunidades

fueron incluidas en el plan de vigilancia del año 2013.

4. Columna de agua 17


4. COLUMNA DE AGUA

4.1. Situación de las estaciones de muestreo y obtención

de las muestras

Con el fin de describir las condiciones del agua en diferentes épocas del

año, se realizaron 4 campañas de muestreo repartidas en los meses de

marzo, junio, agosto y octubre de 2015.

La Figura 4.1 muestra, para cada mes de 2015, algunas variables

meteorológicas medidas cerca de la costa de Bizkaia: temperatura del aire,

horas sin nubosidad y precipitación. Durante la mayor parte del año

pudieron apreciarse unas condiciones típicas de la costa del Cantábrico. El

otoño, por el contrario, fue cálido y, en general, poco lluvioso.

Figura 4.1. Insolación (horas sin nubosidad), temperatura del aire y precipitación

mensual entre enero y diciembre de 2015. Los meses durante los cuales se

realizaron campañas de muestreo de aguas y fitoplancton se subrayan en rojo.

Datos de AEMET (estación del aeropuerto de Bilbao).



Como es habitual en esta zona, al comienzo del año las condiciones

fueron lluviosas, registrándose una precipitación mensual acumulada de

hasta 300 mm (febrero). A lo largo de la primavera las precipitaciones

fueron en descenso, llegando a valores muy bajos en junio (23 mm). Los

meses de verano y de comienzos del otoño presentaron condiciones típicas

de estiaje. Aunque en noviembre repuntaron las precipitaciones, destaca el

mes de diciembre, con una temperatura media en más de 5°C superior a la

de enero y con la menor precipitación mensual del año (11 mm).

El río más cercano a la EDAR de Gorliz para el cual existe una estación

de aforo es el Butroe. Para conocer la importancia relativa que tuvieron los

aportes fluviales en esta zona costera en los días próximos a las campañas

realizadas en 2015, en la Tabla 4.1 se muestra el caudal promedio en la

estación de aforo de Mungia. También se presentan algunas variables

atmosféricas medidas en la costa de Bizkaia en las fechas cercanas a los

muestreos.

Tabla 4.1. Información relativa a las campañas de muestreo de aguas. Las

condiciones meteorológicas y el caudal fluvial se han calculado como promedio del día

de muestreo y los cuatro días previos.

Año 2015 23-Mar 2-Jun 19-Ago 22 Oct

Hora de muestreo 11:45-12:38 11:07-11:58 11:50-12:50 11:05-12:03

* Temp. máx. aire (ºC) 11,0 22,2 24,1 18,4

* Insolación (horas) 0,3 7,2 6,1 1,6

* Viento (m·s-1) 1,8 1,8 1,8 1,6

* Precipitación (mm) 9,5 0,0 0,6 1,4

† Caudal (m3·s-1) 5,5 0,4 0,3 0,3

(*) AEMET (estación del aeropuerto de Bilbao, altitud 42 m, UTMX 507.638; UTMY 4.793.919). (†) Río Butroe (Mungia). http://web.bizkaia.eus/Ingurugiroa_Lurraldea/Hidrologia_Ac/

Entre las cuatro campañas de aguas realizadas en 2015, la de invierno

(23 de marzo) se caracterizó por las condiciones de mayor precipitación y

aporte fluvial. En todo caso, el caudal medio del Butroe en esos días de marzo

no se puede considerar demasiado alto (5,5 m3·s-1). Durante el resto de las

campañas los días previos a los muestreos fueron bastante secos, con un

caudal, en promedio, inferior a 0,5 m3·s-1.



A lo largo del año, la insolación mensual acumulada (horas sin

nubosidad) varió en un rango muy amplio: entre 41 y 194 h (Figura 4.1).

Como puede verse en la Tabla 4.1, las campañas de primavera y verano se

realizaron en torno a días poco nubosos. La de otoño y, especialmente, la de

invierno presentaron condiciones de menor insolación.

La toma de muestras y las medidas “in situ” las llevó a cabo el

personal de AZTI, a bordo de una embarcación neumática, en diez

estaciones situadas en el entorno del punto de vertido. El tiempo empleado

en completar el muestreo fue de una hora aproximadamente. Éste se realizó

siempre alrededor del mediodía (Tabla 4.1).

En la Figura 4.2 se indican, sobre una fotografía aérea, la disposición

de las estaciones de muestreo en el entorno del emisario de Gorliz. Se

realizaron tres transectos radiales desde el emisario, cuya orientación fue

NE, NW y SW, respectivamente.

Figura 4.2. Estaciones de muestreo de aguas en el entorno de los vertidos de la

EDAR de Gorliz. El punto de vertido se señala con círculo rojo.



El punto de muestreo más cercano al emisario se sitúo encima de éste

(GOR_AGUA_01); el resto se situaron a unos 200 m (estaciones “02”), 500

m (estaciones “03”) y 1000 m (estaciones “04”). Las coordenadas de estos

puntos se muestran en la Tabla 4.2.

Tabla 4.2. Estaciones de muestreo de aguas en el entorno de los vertidos de la EDAR

de Gorliz. Se indica la distancia y orientación aproximadas respecto al punto de

vertido, así como sus coordenadas UTM (ETRS89).

Código estación Distancia (m) Orientación UTMX UTMY

GOR_AGUA_01 0 - 503.304 4.807.734

GOR_AGUA_02_NE 200 NE 503.390 4.807.914

GOR_AGUA_03_NE 500 NE 503.518 4.808.188

GOR_AGUA_04_NE 1000 NE 503.727 4.808.639

GOR_AGUA_02_NW 200 NW 503.132 4.807.834

GOR_AGUA_03_NW 500 NW 502.870 4.807.981

GOR_AGUA_04_NW 1000 NW 502.438 4.808.225

GOR_AGUA_02_SW 200 SW 503.150 4.807.612

GOR_AGUA_03_SW 500 SW 502.917 4.807.415

GOR_AGUA_04_SW 1000 SW 502.532 4.807.094

En cada estación y para cada día de muestreo se registró la

profundidad de la columna de agua. La profundidad media fue 17,7 m (±

6,1 m, desviación típica; n=40).

La profundidad en la estación situada sobre el emisario (“01”) varió

entre 18 y 22 m. En los radiales NE y SW la profundidad varió entre 8 y 22

m, siendo las más someras las situadas a mayor distancia del vertido (“04”)

con una profundidad media de 10 m. Por el contrario, las estaciones del

radial NW fueron las de mayor profundidad (20-32 m).

En cada estación se registró la profundidad de visión del disco de

Secchi, y se realizaron perfiles verticales con CTD con los que se obtuvo

para cada metro: temperatura, salinidad, pH, oxígeno disuelto,

fluorescencia (clorofila “a”) y transmitancia (porcentaje de luz transmitida).

Además, por medio de botellas oceanográficas se tomaron muestras de

agua en superficie y en fondo.



Las muestras se depositaron en botes oscuros de plástico (PE) de 2 L y

se trasladaron inmediatamente a los laboratorios de AZTI (centro de Pasaia,

Gipuzkoa). Allí se mantuvieron en cámara frigorífica hasta su procesado,

para la medida de variables indicadoras de las condiciones ópticas (turbidez

y sólidos en suspensión) y tróficas del sistema (carbono orgánico total,

nitrógeno y fósforo inorgánico).

4.2. Métodos analíticos

4.2.1. Variables medidas “in situ” mediante CTD

El CTD adquiere hasta 8 datos por segundo por cada uno de los

sensores que contiene (Tabla 4.3). En configuración normal, promedia

internamente grupos de 4 datos almacenando 2 valores medios para cada

segundo. Con esta configuración y a una tasa de descenso de 0,5 m·s-1, se

aseguran 4 datos de cada parámetro para cada metro de la columna de

agua, lo que supone una resolución vertical inferior al metro.

Tabla 4.3. Especificaciones técnicas de los sensores del CTD empleado.

Sensor Nombre Resolución Precisión

Temperatura SBE 25-01 Sealogger 0,0003º C 0,01ºC

Salinidad SBE 25-01 Sealogger 0,00004 S·m-1 0,004 USP

pH SBE 25-01 Sealogger --- 0,01 u

O2 disuelto SBE 25-01 Sealogger --- 0,03 ml·L-1

Fluorescencia (clorofila) Sea -Tech 0,001 U.A.F. 0,02 µg·L-1

Transmitancia Sea -Tech (25 cm) 0,01% 0,1%

En cuanto a la salinidad, es importante señalar que las unidades

empleadas, Unidades de Salinidad Práctica (USP), son equivalentes a ‰, es

decir, a g·kg-1.

La calibración del sensor de oxígeno disuelto se realiza vía software,

sin modificar los ajustes potenciométricos, frente a determinaciones con el

método de Winkler en aguas profundas de concentración relativamente

estable.



La conversión de unidades arbitrarias de fluorescencia a unidades de

concentración de clorofila “a” se realiza por ajuste de medidas “in situ” y

concentraciones determinadas por espectrofotometría tras extracción en

acetona. La precisión señalada corresponde a los rangos de expansión

medio y bajo del aparato.

La transmitancia (porcentaje de luz transmitida) medida por el

transmisómetro no corresponde exactamente a la medida de la turbidez,

aunque resulta un índice general de la distribución vertical de material

particulado en la columna de agua, de la que puede separarse el

fitoplancton (por su relación con la distribución de clorofila). En general, en

ausencia de valores extremos, la transmitancia y la turbidez se

correlacionan significativamente, en especial para zonas y épocas concretas.

4.2.1. Variables medidas en laboratorio

Las medidas de turbidez se efectúan en un intervalo inferior a 72 h tras

la toma de muestras. En una submuestra, se emplea un turbidímetro HACH

2100A calibrado con formazina en el rango necesario para cada muestra,

asegurando ± 2% de precisión y <0,05 NTU de límite de detección

esperado. El método utilizado es acorde con la Norma ISO 7027:1990.

Para el análisis de sólidos en suspensión, también en los 3 días

posteriores al muestreo, una submuestra de 1 litro, o hasta colmatación en

aguas cargadas, se filtra por un filtro Whatman GF/C de 4,7 cm de diámetro

previamente pesado. El filtro, con los sólidos, se seca (24 h a 105 ºC) y se

vuelve a pesar para el cálculo de los sólidos totales. Para las pesadas se

utiliza una balanza METTLER H51 AR con resolución de 10-5 g, lo que

garantiza una precisión de 0,5 mg·l-1 o mejor, según los casos.

Las submuestras para el análisis de nutrientes disueltos se preservan

por refrigeración severa, sin llegar a congelación, analizándose en el plazo

de una semana. Las concentraciones de nutrientes disueltos se miden con

un Autoanalizador TECHNICON AAIII pentacanal. Los métodos empleados

son los descritos en Grasshoff et al. (1983), modificados para evitar

interferencias y contaminación en amonio y fosfato. En la Tabla 4.4 se

presentan los límites de cuantificación, correspondientes a los niveles

medios de concentración esperados en las estaciones litorales.



Tabla 4.4. Límites de cuantificación (LC) para los nutrientes inorgánicos disueltos.

Ténganse en cuenta las unidades.

Nutriente LC (µmol·l-1) LC (mg·l-1)

Amonio 1,6 0,029

Nitrato 1,6 0,099

Fosfato 0,16 0,015

(*) Silicato 1,6 0,147

(*) Nitrito 0,4 0,018

(*) Estos datos se proporcionan en el Anexo I (electrónico), pero no se comentan en el informe.

Las submuestras para el análisis de carbono orgánico total (COT) se

congelan, analizándose en el plazo de un mes. El análisis se efectúa con un

analizador SHIMADZU-5000. Tras el purgado del carbono inorgánico, el

análisis del carbono orgánico se realiza por combustión catalítica (PtAl2O3)

en tubo de cuarzo. El CO2 producido se determina por detección con

infrarrojo no dispersivo.

En lo referente al tratamiento de los datos que se encuentran en

cantidades inferiores al límite de cuantificación, atendiendo al anexo V del

Real Decreto 60/2011, para la realización de este informe se ha tomado la

mitad del valor de dicho límite (BOE, 2011).

4.2.2. Variables derivadas

Tras la recopilación y revisión de los datos, estos se organizaron en

tablas Excel con el fin de facilitar los análisis matemáticos y estadísticos

posteriores. A partir de los datos originales se calcularon otras variables

oceanográficas más complejas: el porcentaje de agua dulce y la profundidad

de la capa fótica.

El porcentaje de agua dulce es fundamental a la hora de interpretar

los resultados de los nutrientes e identificar los procesos de aporte

producidos por los ríos o los vertidos, y los procesos de dilución producidos

por la influencia del mar. El cálculo del porcentaje de agua dulce se realiza

de la siguiente manera:



Primero, se estima la diferencia de salinidad entre el valor medido en

la estación de muestreo y 35,6 (salinidad media de las aguas

oceánicas del Golfo de Vizcaya):

35,6 – valor medido = “diferencia de salinidad”

Posteriormente, se aplica una simple regla de tres: 35,6 es a 100% lo

que “diferencia de salinidad” es a % de agua dulce.

Por otra parte, las condiciones lumínicas de la columna de agua son de

especial interés para estimar la capacidad de crecimiento del fitoplancton.

La profundidad de la zona fótica (Zeu) se define como aquélla donde

llega el 1% de la luz recibida justo bajo la superficie.

De forma general, se acepta que la profundidad de compensación (es

decir, la profundidad a la cual se igualan la fotosíntesis y la respiración) es

similar a la profundidad de la zona fótica (Madariaga, 1987; 1989). Por lo

tanto, en la zona fótica el fitoplancton puede mantenerse vivo y dar lugar a

nueva biomasa, mientras que la clorofila que se detecta por debajo de la

zona fótica deriva de células que no son productivas.

Para calcular la profundidad de la zona fótica se han utilizado los

perfiles verticales de PAR (“Photosynthetically Active Radiation”) registrados

en los muestreos “in situ” con el CTD. Como aproximación a Zeu se ha

tomado la profundidad a la cual el dato de PAR corresponde al 1% del valor

registrado en el primer metro de profundidad.

El coeficiente de extinción luminosa (k) se puede calcular a partir de la

profundidad de la capa fótica tal y como se indica a continuación.

Teniendo en cuenta que la variación vertical de la luz sigue la Ley de

Beer-Lambert, la radiación recibida a una profundidad concreta se define

como Iz (E·m-2·d-1) y equivale a:

Iz = If ·e-k z

Donde If (E·m-2·d-1) es la radiación medida justo bajo la superficie del

agua, k (m-1) es el coeficiente de atenuación o extinción luminosa, y z (m)

es la profundidad concreta.



El coeficiente de extinción puede despejarse así en la anterior

ecuación:

z

f

l

l

zk ln

1

Finalmente el coeficiente de extinción (k) puede expresarse en función

de la profundidad de la capa fótica, introduciendo en la anterior ecuación un

valor teórico para la radiación medida justo bajo la superficie del agua (If).

Así, si If es igual a 100 E·m-2·d-1, entonces la radiación a la profundidad

donde llega la capa fótica (Zeu) es Iz = 1 E·m-2·d-1, y la ecuación anterior

queda como:

k = - (1/ Zeu) ·ln (1 / 100)

k = (1/ Zeu) ·ln (100)

k = 4,605 / Zeu

La profundidad de visión del disco de Secchi (ZS) también puede

relacionarse con el coeficiente de extinción luminosa mediante el parámetro

(JS):

k ·ZS = JS

Normalmente, 1,3 <JS < 1,8. Este parámetro se establece de forma

empírica (p. e., para el estuario de Urdaibai como caso de estudio, véase

Madariaga, 1987).

4.3. Metodología para la valoración de la calidad físico-

química del agua

La evaluación del estado físico-químico de las estaciones de muestreo

se ha llevado a cabo mediante el índice IC-EFQ, a partir de la metodología

desarrollada por Bald et al. (2005) con ligeras modificaciones (Borja et al.,

2015; URA, 2015).



Las variables utilizadas son: porcentaje de saturación de oxígeno,

nutrientes (amonio, nitrato y fosfato) y propiedades ópticas (turbidez y

sólidos en suspensión). La metodología de Bald et al. (2005) implica:

1) Clasificación de las estaciones de muestreo en tramos halinos.

2) Definición de unas condiciones de referencia para cada uno de estos

tramos.

3) Evaluación del estado físico-químico en función de las condiciones de

referencia, mediante técnicas de análisis multivariante (Análisis

Factorial).

El índice arroja un valor de EQR (Ecological Quality Ratio) con el cual

se clasifica el estado físico-químico en un sistema de cinco clases, tal y

como requiere la DMA. En años recientes, la aplicación del índice IC-EFQ se

ha hecho más sencilla mediante el desarrollo de ecuaciones que permiten

calcular el valor de EQR sin necesidad de aplicar técnicas de Análisis

Factorial (Borja et al., 2015; URA, 2015).

Tal y como figura en el documento de revisión del proyecto del Plan

Hidrológico para la Demarcación del Cantábrico Oriental (URA, 2015) se

presenta a continuación la ecuación que relaciona el valor de EQR de una

estación de muestreo euhalina costera con respecto al valor transformado

logarítmicamente (ln (1+x)) de cada una de las variables físico-químicas:

EQR= -1,09558+0,600299*O2-0,162074*AM-0,10975*NA-0,229412*PO4-

0,0552014*TURB-0,0268181*SS

Donde:

O2 = Porcentaje de saturación de oxígeno

AM = Amonio (µmol·l-1)

NA = Nitrato (µmol·l-1)

PO4 = Fosfato (µmol·l-1)

TURB = Turbidez (NTU)

SS = Sólidos en suspensión (mg·l-1)



En cada estación de muestreo el EQR se calcula desglosado para cada

fecha (EQR parcial). El estado físico-químico puede integrarse finalmente en

una estación de muestreo mediante el cálculo del percentil 25 de los EQRs

parciales (EQR total).

Los límites de EQR que definen las clases de estado son los siguientes:

Muy bueno/Bueno= 0,83; Bueno/Moderado= 0,62; Moderado/Deficiente=

0,41; Deficiente/Malo= 0,20 (URA, 2015).

4.4. Resultados

4.4.1. Temperatura, pH y salinidad

Considerando las muestras de superficie y fondo, la temperatura en

promedio para las diez estaciones fue 15,50 °C. Los valores variaron en un

rango de 11,36 a 20,64 °C.

En la Figura 4.3 se muestra la variación espacial y temporal. En

superficie todas las estaciones de muestreo mostraron una temperatura muy

similar entre sí. En las aguas de superficie se pudo observar un aumento

gradual entre los mínimos de invierno y los máximos de verano, para

descender posteriormente a valores intermedios en otoño. Ello estuvo en

concordancia con la temperatura media del aire y la insolación acumulada

(horas sin nubosidad).

En el fondo de la columna de agua se observaron diferencias de

temperatura entre estaciones de muestreo. Esto se puede relacionar con la

profundidad. En la estación situada sobre el vertido y en las del radial NW (las

zonas más profundas) la temperatura del agua de fondo se mantuvo más

estable entre primavera, verano y otoño (con valores cercanos a 15 °C). Por

el contrario, dentro de los radiales NE y SW, las estaciones más alejadas del

vertido (las menos profundas) presentaron un patrón de variación estacional

muy similar al observado en superficie.



En cuanto a la estratificación térmica, ésta fue muy leve en aquellas

estaciones de menor profundidad. Las estaciones GOR_AGUA_03_NE,

GOR_AGUA_04_NE y GOR_AGUA_04_SW fueron las más someras, con

valores medios de profundidad de aproximadamente 10 m. En éstas, la

temperatura del agua en fondo mostró valores muy similares a las aguas de

superficie. En el resto del área de estudio, en junio se observó una leve

estratificación y en agosto ésta se acentuó. En verano, las diferencias entre

superficie y fondo fueron cercanas a 5 °C en las zonas más profundas.

0

5

10

15

20

2523-Mar-2015

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2523-Mar-2015

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2523-Mar-2015

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252-Jun-2015

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252-Jun-2015

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2519-Ago-2015

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2519-Ago-2015

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2522-Oct-2015

0

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20

2522-Oct-2015

Tem

pe

ratu

ra(°

C)

Tem

pe

ratu

ra(°

C)

Tem

pe

ratu

ra (°

C)

Tem

pe

ratu

ra(°

C)

SUP FON Media anual

Figura 4.3. Distribución de la temperatura (°C) para cada uno de los radiales, en

superficie y fondo. Se indica también el valor medio de los datos de las 4 campañas.



El pH varió un rango muy estrecho, entre 8,05 y 8,20 (considerando

superficie y fondo). El valor medio del conjunto de los datos fue 8,14. Como

se observa en la Figura 4.4, por regla general se encontraron valores algo

superiores en las aguas de superficie. Las diferencias entre estaciones de

muestreo fueron mínimas. Únicamente cabe destacar un ligero descenso del

pH en la estación GOR_AGUA_03_NE en la campaña de verano.

8,0

8,1

8,2

8,3

8,4

8,523-Mar-2015

8,0

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8,52-Jun-2015

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8,519-Ago-2015

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8,522-Oct-2015

pH

pH

pH

pH

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8,523-Mar-2015

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8,52-Jun-2015

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8,522-Oct-2015

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8,523-Mar-2015

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8,522-Oct-2015

SUP FON Media anual

Figura 4.4. Distribución del pH para cada uno de los radiales, en superficie y fondo.

Se indica también el valor medio de los datos de las 4 campañas.



La salinidad en el entorno de la EDAR de Gorliz mostró un valor medio

anual de 34,6 USP, considerando ambas profundidades. En las aguas de

fondo el rango de variación fue más estrecho (34,2 - 35,4 USP) que en

superficie (31,5 - 35,3 USP). En la Figura 4.5 queda de manifiesto cómo en

invierno (marzo) se produjo un fuerte descenso de la salinidad en las aguas

de superficie, que afectó mucho menos a las de fondo.

30

32

34

3623-Mar-2015

30

32

34

362-Jun-2015

30

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3619-Ago-2015

30

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3622-Oct-2015

Salin

idad

(USP

)Sa

linid

ad (

USP

)Sa

linid

ad(U

SP)

Salin

idad

(U

SP)

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32

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3623-Mar-2015

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3623-Mar-2015

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3619-Ago-2015

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3622-Oct-2015

SUP FON Media anual

Figura 4.5. Distribución de la salinidad (USP) para cada uno de los radiales, en

superficie y fondo. Se indica también el valor medio de los datos de las 4 campañas.



Como puede observarse en la Figura 4.5, la fuerte estratificación salina

que se produjo en invierno, posiblemente por los aportes fluviales que

recibieron las aguas de superficie, fue disminuyendo progresivamente a lo

largo del año a medida que se recuperaban valores cercanos a 35 USP.

No se observaron grandes variaciones en la salinidad entre las distintas

estaciones de muestreo. Por tanto, el emisario no parece haber sido la fuente

principal de agua dulce en la zona ya que, la salinidad en la estación más

cercana (GOR_AGUA_01), tanto en superficie como en fondo, estuvo entre

los valores más altos registrados en la campaña de marzo.

En la Tabla 4.5 se indica el porcentaje de agua dulce calculado a partir

de la salinidad. En las aguas de fondo el contenido de agua dulce varió entre

<1 y 4%. En superficie varió en un rango más amplio, entre <1 y 12%.

Tabla 4.5. Contenido aproximado de agua dulce (%), para los diferentes puntos de

muestreo y campañas realizadas. S: Superficie. F: Fondo.

23 Mar, 2015 2-Jun, 2015 19-Ago, 2015 22-Oct, 2015

GOR_AGUA_01 S 9 3 2 <1

GOR_AGUA_02_NE S 9 3 3 <1

GOR_AGUA_03_NE S 8 3 3 <1

GOR_AGUA_04_NE S 10 3 3 1

GOR_AGUA_02_NW S 10 3 3 <1

GOR_AGUA_03_NW S 10 3 3 1

GOR_AGUA_04_NW S 12 3 3 1

GOR_AGUA_02_SW S 9 3 3 <1

GOR_AGUA_03_SW S 10 3 3 <1

GOR_AGUA_04_SW S 8 3 2 1

GOR_AGUA_01 F 1 <1 1 <1

GOR_AGUA_02_NE F 2 1 <1 <1

GOR_AGUA_03_NE F 4 2 2 <1

GOR_AGUA_04_NE F 3 2 2 <1

GOR_AGUA_02_NW F <1 <1 <1 <1

GOR_AGUA_03_NW F 1 <1 <1 <1

GOR_AGUA_04_NW F 1 <1 <1 <1

GOR_AGUA_02_SW F 1 <1 <1 <1

GOR_AGUA_03_SW F 2 <1 1 <1

GOR_AGUA_04_SW F 4 2 2 <1



El área de estudio presentó en la mayoría de los casos un bajo contenido

de agua dulce. Así, en las campañas de primavera, verano y otoño se

observó, tanto en las aguas de superficie como en las de fondo, condiciones

muy cercanas al agua marina con sólo un 0,4-3,1% de agua dulce. En marzo

queda en evidencia el efecto de la meteorología sobre las características del

agua en esta zona, percibiéndose en superficie un alto contenido de agua

dulce en todas las estaciones (8,1-11,5%). Esto indica que los aportes

fluviales habrían afectado a buena parte de la franja costera, por efecto de la

importante precipitación que tuvo lugar en invierno a lo largo de los meses

previos al muestreo de marzo (véase apartado 4.1, Figura 4.1).

En la estación más cercana al emisario (GOR_AGUA_01) el contenido de

agua dulce promedio fue 2,3 %, estando en la franja baja del rango del resto

de las estaciones (2,3-3,0%). Como ocurría con la temperatura, las

estaciones más someras manifestaron menor grado de estratificación halina.

4.4.2. Oxígeno disuelto

La saturación de oxígeno en los datos de superficie y fondo varió entre

84,96 y 114,60%. La media aritmética fue 102,42%. En la estación más

cercana al emisario el valor medio fue 102%, muy similar al resto.

Como muestra la Figura 4.6, en la mayoría de los casos la saturación

superó el 90%, tanto en superficie como en fondo. Todo ello denota que

hubo buenas condiciones de oxigenación en el entorno de la EDAR de Gorliz.

La saturación de oxígeno presentó poca variabilidad entre estaciones

de muestreo, excepto en la campaña de marzo en la cual las aguas de

superficie de las estaciones del radial NE presentaron valores más bajos (en

promedio 88%) que el resto de las estaciones (en promedio 103%).

En cuanto al eje vertical de la columna de agua, las aguas de superficie

generalmente presentaron una saturación de oxígeno algo mayor que las de

fondo. Como excepción también se encuentran las estaciones del radial NE

en marzo, debido al descenso de la saturación de oxígeno que se produjo en

superficie.



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13023-Mar-2015

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13023-Mar-2015

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13023-Mar-2015

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1302-Jun-2015

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1302-Jun-2015

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1302-Jun-2015

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13019-Ago-2015

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13022-Oct-2015

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13022-Oct-2015

Oxí

gen

o(%

)O

xíge

no

(%

)O

xíge

no

(%

)O

xíge

no

(%

)

SUP FON Media anual

Figura 4.6. Distribución de la concentración de oxígeno disuelto (% saturación) para

cada uno de los radiales, en superficie y fondo. Se indica también el valor medio de

los datos de las 4 campañas.

4.4.3. Condiciones ópticas

Durante las cuatro campañas realizadas en 2015 la profundidad de la

zona fótica (profundidad a la que llega el 1% de la luz incidente en superficie

y que delimita la zona de crecimiento del fitoplancton) abarcó el 100% de la

profundidad de la columna de agua en todas las estaciones.



La turbidez varió en un rango de 0,29 hasta 9,90 NTU, en el conjunto

de muestras de superficie y fondo de las cuatro campañas. Su valor

promedio fue 2,07 NTU.

Como puede observarse en la Figura 4.7, en invierno y primavera la

turbidez del agua presentó una fuerte variabilidad espacial, apreciándose

picos en varias de las muestras. Por el contrario, en verano y otoño las

condiciones fueron de mínima turbidez (≤1 NTU) en todos los puntos.

En invierno las aguas de superficie fueron más turbias que las de

fondo. Por el contrario, en primavera los valores más altos de turbidez se

encontraron a menudo en las muestras de fondo.

En cuanto a las diferencias entre estaciones de muestreo, es difícil

definir un patrón. En invierno y primavera hubo picos de turbidez del orden

de 6-10 NTU tanto en estaciones alejadas del emisario, como en otras muy

cercanas a éste. En verano y en otoño todas las estaciones mostraron

valores muy bajos (inferiores o cercanos a 1 NTU).

En la estación más cercana al emisario (GOR_AGUA_01) el valor medio

de turbidez fue 1,9 NTU, encontrándose en rango de valores medios del resto

de las estaciones (1,3 - 3,4 NTU).

Respecto a los sólidos en suspensión, en el conjunto de las muestras

de superficie y fondo, la media fue 10,04 mg·l-1 y el rango 5,43 - 19,72

mg·l-1.

En la Figura 4.8 se muestra la distribución espacio-temporal de los

sólidos en suspensión. Los valores más altos, entre 15 y 20 mg·l-1 se

midieron en invierno, en las aguas de superficie de varias estaciones. En

otras campañas también se midieron picos secundarios, cercanos a 15 mg·l-1,

en algunas estaciones, tanto en aguas de superficie como de fondo.

En la estación más cercana al emisario (GOR_AGUA_01) el promedio de

los sólidos en suspensión (11,51 mg·l-1) fue ligeramente superior a la media

general.



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1023-Mar-2015

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1023-Mar-2015

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1023-Mar-2015

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102-Jun-2015

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102-Jun-2015

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1019-Ago-2015

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1019-Ago-2015

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1022-Oct-2015

Turb

ide

z (N

TU)

Turb

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z (N

TU)

Turb

ide

z (N

TU)

Turb

ide

z (N

TU)

SUP FON Media anual

Figura 4.7. Distribución de la turbidez para cada uno de los radiales, en superficie y

fondo. Se indica también el valor medio de los datos de las 4 campañas.



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2523-Mar-2015

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252-Jun-2015

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252-Jun-2015

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2519-Ago-2015

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2519-Ago-2015

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2519-Ago-2015

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2522-Oct-2015

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2522-Oct-2015

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2522-Oct-2015

S. s

usp

en

sió

n (

mg·

l-1)

S. s

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sió

n (

mg·

l-1)

S. s

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sió

n (

mg·

l-1)

S. s

usp

en

sió

n (

mg·

l-1)

SUP FON Media anual

Figura 4.8. Distribución de concentración de sólidos en suspensión para cada uno de

los radiales, en superficie y fondo. Se indica también el valor medio de los datos de

las 4 campañas.

En la Figura 4.9 se muestra la profundidad de visión del disco de Secchi,

como estima de la transparencia del agua. Sólo en un caso llegó al fondo

(verano). El rango fue 1 - 11 m (media 6,4 m). El valor medio de la estación

sobre el emisario (GOR_AGUA_01) fue 5,5 m, lo que indica que en ésta la

transparencia fue algo menor que en el resto de la zona estudiada.



Los mínimos de transparencia se midieron en marzo, lo que está en

coherencia con el aumento percibido en la turbidez y en los sólidos en

suspensión (Figura 4.7 y Figura 4.8). La profundidad de visión del disco

aumentó en primavera y los máximos se observaron en verano y otoño.

0

3

6

9

12

1523-Mar-2015

0

3

6

9

12

1523-Mar-2015

0

3

6

9

12

1523-Mar-2015

0

3

6

9

12

152-Jun-2015

0

3

6

9

12

152-Jun-2015

0

3

6

9

12

152-Jun-2015

0

3

6

9

12

1519-Ago-2015

0

3

6

9

12

1519-Ago-2015

0

3

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9

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1522-Oct-2015

0

3

6

9

12

1522-Oct-2015

Dis

co d

e S

ecc

hi (

m)

Dis

co d

e S

ecc

hi (

m)

Dis

co d

e S

ecc

hi (

m)

Dis

co d

e S

ecc

hi (

m)

Valor medido Media anual

0

3

6

9

12

1519-Ago-2015

F

0

3

6

9

12

1522-Oct-2015

Figura 4.9. Distribución de la transparencia (profundidad de visión del disco de

Secchi) para cada uno de los radiales. Se indica también el valor medio de los datos

de las 4 campañas. “F”: Fondo.



4.4.4. Clorofila “a”

La concentración de clorofila estimada a partir de la fluorescencia del

CTD osciló entre 0,29 y 1,83 µg l-1, siendo su valor medio 0,79 µg l-1

(superficie y fondo). Estos valores se consideran normales para la zona

costera del País Vasco e indicativos de baja biomasa de fitoplancton.

0,1

1

1023-Mar-2015

0,1

1

102-Jun-2015

0,1

1

1019-Ago-2015

0,1

1

1022-Oct-2015

Clo

rofi

la "

a" (

µg·

l-1)

0,1

1

1023-Mar-2015

0,1

1

102-Jun-2015

0,1

1

1019-Ago-2015

0,1

1

1022-Oct-2015

0,1

1

1023-Mar-2015

0,1

1

102-Jun-2015

0,1

1

1019-Ago-2015

0,1

1

1022-Oct-2015

Clo

rofi

la "

a" (

µg·

l-1)

Clo

rofi

la "

a" (

µg·

l-1)

Clo

rofi

la "

a" (

µg·

l-1)

SUP FON Media anual

Figura 4.10. Distribución de la concentración de clorofila determinada in situ para


los datos de las 4 campañas. Los datos se presentan en escala logarítmica.



Como puede observarse en la Figura 4.10 en las campañas de 2015 no

se observaron gradientes espaciales acusados en la concentración de clorofila

a lo largo de las estaciones de muestreo, ni diferencias notables entre

superficie y fondo. La variabilidad temporal a lo largo de las cuatro campañas

fue también bastante moderada.

En general, la concentración de clorofila se encontró por encima de la

media anual en invierno (en las aguas de superficie), así como en otoño

(tanto en superficie, como en fondo). En primavera y verano se midieron los

valores mínimos.

4.4.5. Nutrientes inorgánicos disueltos

En el conjunto de las muestras de superficie y fondo, la concentración de

amonio varió entre valores inferiores al límite de cuantificación (1,6 µmol l-1) y

3,4 µmol l-1, siendo su valor medio 1,1 µmol l-1. En la estación más cercana al

emisario (GOR_AGUA_01) la concentración promedio de amonio (1,2 µmol l-1)

fue muy cercana a la media general.

Como puede observarse en la Figura 4.11, la única campaña que

presentó concentraciones de amonio superiores a la media anual fue la de

invierno. En las otras tres campañas las concentraciones fueron inferiores al

límite de cuantificación, lo que hizo que en dichos casos se asumiera como

valor para el amonio 0,8 µmol l-1 (véase sección de “Métodos analíticos”).

En invierno, los valores de amonio fueron similares en todas las

estaciones para las aguas de fondo, que presentaron concentraciones

cercanas a 2 µmol l-1. En las aguas de superficie se observaron

concentraciones generalmente algo más altas y también, mayor variabilidad

espacial.

La concentración de nitrato varió en un rango más amplio que la de

amonio, entre valores inferiores al límite de cuantificación (1,6 µmol l-1) y

11,3 µmol l-1. Su valor medio fue 2,8 µmol l-1. En la estación más cercana al

emisario la concentración promedio de nitrato fue 3,0 µmol l-1, muy similar al

resto.



0

1

2

3

4

523-Mar-2015

0

1

2

3

4

523-Mar-2015

0

1

2

3

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52-Jun-2015

0

1

2

3

4

52-Jun-2015

0

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2

3

4

519-Ago-2015

0

1

2

3

4

519-Ago-2015

0

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2

3

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522-Oct-2015

0

1

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3

4

522-Oct-2015

0

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2

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4

523-Mar-2015

Am

on

io (

µm

ol·

l-1)

0

1

2

3

4

52-Jun-2015

Am

on

io (

µm

ol·

l-1)

0

1

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3

4

519-Ago-2015

Am

on

io (

µm

ol·

l-1)

0

1

2

3

4

522-Oct-2015

Am

on

io (

µm

ol·

l-1)

SUP FON Media anual

Figura 4.11. Distribución de la concentración de amonio (µM) para cada uno de los

radiales, en superficie y fondo. Se indica también el valor medio de los datos de las 4

campañas.

En la Figura 4.12 se presenta la distribución espacial y temporal del

nitrato. En la campaña de invierno (marzo) se midieron valores relativamente

altos, especialmente en las aguas de superficie. Por el contrario, la campaña

de primavera (junio) se caracterizó por concentraciones mínimas.

Exceptuando la campaña de invierno, en muchos casos, en las aguas de

superficie la concentración de nitrato fue inferior al límite de cuantificación.



0

3

6

9

12

1523-Mar-2015

0

3

6

9

12

1523-Mar-2015

0

3

6

9

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1523-Mar-2015

0

3

6

9

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152-Jun-2015

0

3

6

9

12

152-Jun-2015

0

3

6

9

12

152-Jun-2015

0

3

6

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1519-Ago-2015

0

3

6

9

12

1519-Ago-2015

0

3

6

9

12

1519-Ago-2015

0

3

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9

12

1522-Oct-2015

0

3

6

9

12

1522-Oct-2015

0

3

6

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12

1522-Oct-2015

Nit

rato

(µ

mo

l·l-1

)N

itra

to (

µm

ol·

l-1)

Nit

rato

(µ

mo

l·l-1

)N

itra

to (

µm

ol·

l-1)

SUP FON Media anual

Figura 4.12. Distribución de la concentración de nitrato (µM) para cada uno de los


campañas.

La concentración de fosfato varió entre valores inferiores al límite de

cuantificación (0,16 µmol l-1) y 0,40 µmol l-1. Su valor medio fue 0,20 µmol l-1

(superficie y fondo). En la estación más cercana al emisario (GOR_AGUA_01)

la concentración media de fosfato (0,22 µmol l-1) fue algo superior al resto.



Es difícil establecer patrones en la variabilidad espacio-temporal del

fosfato (Figura 4.13). En general, las aguas de superficie presentaron los

valores máximos en invierno (marzo) y los mínimos en verano (agosto).

Aunque también hubo alguna excepción.

0,0

0,2

0,4

0,6

0,823-Mar-2015

0,0

0,2

0,4

0,6

0,82-Jun-2015

0,0

0,2

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0,6

0,819-Ago-2015

0,0

0,2

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0,6

0,822-Oct-2015

0,0

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0,6

0,823-Mar-2015

0,0

0,2

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0,82-Jun-2015

0,0

0,2

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0,6

0,819-Ago-2015

0,0

0,2

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0,6

0,822-Oct-2015

0,0

0,2

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0,6

0,823-Mar-2015

0,0

0,2

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0,6

0,82-Jun-2015

0,0

0,2

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0,6

0,819-Ago-2015

0,0

0,2

0,4

0,6

0,822-Oct-2015

Fosf

ato

(µ

mo

l·l-1

)Fo

sfat

o (

µm

ol·

l-1)

Fosf

ato

(µ

mo

l·l-1

)Fo

sfat

o (

µm

ol·

l-1)

SUP FON Media anual

Figura 4.13. Distribución de la concentración de fosfato (µM) para cada uno de los


campañas.



4.4.6. Carbono orgánico total (COT)

En el conjunto de los datos la concentración de COT osciló entre 0,80

mg l-1 y 2,92 mg l-1. El promedio fue 1,51 mg l-1 (superficie y fondo). Todas

las estaciones mostraron valores muy similares entre sí (Figura 4.14). En la

estación más cercana al emisario (GOR_AGUA_01) el valor medio de COT

(1,50 mg·l-1) fue muy similar al resto.

0

1

2

3

4

523-Mar-2015

0

1

2

3

4

523-Mar-2015

0

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2

3

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523-Mar-2015

0

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52-Jun-2015

0

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2

3

4

52-Jun-2015

0

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3

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52-Jun-2015

0

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519-Ago-2015

0

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2

3

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519-Ago-2015

0

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4

519-Ago-2015

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522-Oct-2015

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522-Oct-2015

0

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4

522-Oct-2015

CO

T (m

g·l-1

)C

OT

(mg·

l-1)

CO

T (m

g·l-1

)C

OT

(mg·

l-1)

SUP FON Media anual

Figura 4.14. Distribución de la concentración de carbono orgánico total (COT) para


los datos de las 4 campañas.



Asimismo, las diferencias verticales fueron poco marcadas, excepto en la

campaña de invierno (Figura 4.14). En marzo todas las estaciones

presentaron valores de COT por encima del valor medio anual, midiéndose los

máximos en superficie. En primavera y verano la concentración de COT

descendió situándose en valores cercanos a la media anual. En otoño, el COT

siguió descendiendo hasta alcanzar los valores mínimos.

4.4.7. Estado de calidad físico-química

El estado físico-químico se clasificó como ‘Muy bueno’ en la totalidad de

los casos (Tabla 4.6). El EQR integrado para las cuatro campañas (valor de

percentil 25 de los índices parciales) fue muy similar entre las estaciones del

entorno del emisario, encontrándose entre 1,21 y 1,35.

Tabla 4.6. Clasificación del estado de calidad físico-química en las estaciones del

entorno de la EDAR mediante el índice IC-EFQ. EQR: Ecological Quality Ratio.

Código estación Campaña EQR Estado

GOR_AGUA_01 23-mar-15 0,94 Muy bueno

2-jun-15 1,42 Muy bueno

19-ago-15 1,29 Muy bueno

22-oct-15 1,41 Muy bueno

Total 1,21 Muy bueno

GOR_AGUA_02_NE 23-mar-15 0,97 Muy bueno



22-oct-15 1,42 Muy bueno Total 1,30 Muy bueno










Límites de EQR que definen las clases de estado: Muy bueno/Bueno = 0,83; Bueno/Moderado = 0,62; Moderado/Deficiente = 0,41; Deficiente/Malo = 0,20.



Tabla 4.6 (cont.). Clasificación del estado de calidad físico-química en las estaciones

del entorno de la EDAR mediante el índice IC-EFQ. EQR: Ecological Quality Ratio.

Código estación Campaña EQR Estado

GOR_AGUA_02_NW 23-mar-15 0,95 Muy bueno












GOR_AGUA_02_SW 23-mar-15 1,01 Muy bueno













Límites de EQR que definen las clases de estado: Muy bueno/Bueno = 0,83; Bueno/Moderado = 0,62; Moderado/Deficiente = 0,41; Deficiente/Malo = 0,20.

Todas las estaciones de muestreo mostraron valores de EQR algo más

bajos en marzo. Como puede observarse en apartados anteriores, esto se

debe a que en la campaña de invierno las concentraciones de nutrientes

(nitrato, especialmente) fueron más altas que en el resto de las campañas.



4.5. Discusión

En el año 2015, la temperatura atmosférica y la insolación presentaron

el patrón esperado de aumento paulatino entre invierno y verano, con un

posterior descenso hacia el otoño (aunque el mes de diciembre fue más cálido

y seco de lo esperado, no se realizó ningún muestreo en dicho mes).

En respuesta a estos cambios atmosféricos, entre marzo y octubre, la

temperatura del agua en el entorno del emisario de Gorliz se encontró en el

rango típico de las aguas de la plataforma del sudeste del Golfo de Vizcaya y

presentó, como éstas, una marcada estacionalidad (véase por ejemplo,

González et al., 2008; Goikoetxea et al., 2009; Revilla et al., 2010).

La variación estacional de la temperatura influye de manera importante

en el ciclo de estratificación vertical de la columna de agua, que se produce

por diferencias de densidad entre las aguas de superficie y las de fondo. En

invierno, al enfriarse la capa superior, la columna de agua se mezcla

verticalmente, mientras que en verano se encuentra estratificada

(presentando grados intermedios en primavera y en otoño). Además, el

oleaje modula la estructura vertical y también tiene un componente

estacional, ya que en promedio es más fuerte durante otoño e invierno,

sumándose así al efecto del enfriamiento y potenciando la mezcla de la

columna de agua (Valencia et al., 2004).

La estructura vertical de la columna de agua en el entorno del emisario

de Gorliz también presentó el patrón típico estacional, con condiciones de

mezcla en marzo, estratificación térmica leve en junio y más acentuada en

agosto. En octubre de 2015 sólo se percibió estratificación térmica en las

estaciones más profundas, y además fue muy leve.

Por su parte, el grado de estratificación salina en las zonas costeras

responde a los aportes de aguas continentales. Como en años anteriores, en

las aguas de superficie del entorno del emisario se observaron variaciones

importantes de la salinidad, que guardaron coherencia con los pulsos de

lluvia y el aumento del caudal fluvial en las cuencas cercanas. Este

fenómeno fue muy evidente en la campaña de marzo, cuando la salinidad

mostró un descenso importante y el contenido de agua dulce estuvo en

torno a 10%. En las aguas de fondo la salinidad fue más estable a lo largo

del año.



La estratificación salina en invierno no afectó a todas las estaciones de

muestreo por igual. Por una parte, influyó la profundidad, bastante

heterogénea en el área de muestreo (entre 8 y 32 m). Como es habitual, las

estaciones más someras fueron las que menores diferencias mostraron en el

eje vertical, tanto para la temperatura como para la salinidad. Por otra

parte, el río Butroe desemboca a pocos kilómetros y la dispersión de su pluma

pudo influir en alguna medida en las condiciones físico-químicas del agua en

el entorno del emisario (Figuras 4.2 y 4.15).

L-B10

GOR_AGUA_01

GOR_AGUA_02_NE

GOR_AGUA_03_NE

GOR_AGUA_04_NE

GOR_AGUA_02_NW

GOR_AGUA_03_NW

GOR_AGUA_04_NW

GOR_AGUA_02_SW

GOR_AGUA_03_SW

GOR_AGUA_04_SW

0m 500m 1000m

Figura 4.15. Localización de las estaciones de muestreo para la caracterización de la

columna de agua en la zona del vertido y localización de la estación más próxima de

la Agencia Vasca del Agua (L-B10, aguas-fitoplancton). El punto de vertido se señala

con círculo rojo. En la parte inferior del mapa puede apreciarse la bahía de Plentzia

(donde desemboca el río Butroe).



La estratificación térmica puede facilitar la permanencia de los aportes

de agua dulce en las capas superficiales de la columna de agua (Revilla et al.,

2009). Así, en las campañas de junio y agosto de 2015, a pesar de que el

caudal del Butroe había descendido considerablemente, se percibió cierta

estratificación salina de forma generalizada en las estaciones del entorno de

la EDAR. Sin embargo, los aportes habían tenido lugar semanas o meses

antes, no justo en los días previos al muestreo.

En estuarios y bahías costeras del País Vasco se ha descrito una elevada

variabilidad hidrográfica a corta escala temporal, acopladada a las descargas

de los ríos que desembocan en ellas (véase por ejemplo, García-Soto et al.,

1990; Madariaga y Orive, 1995).

Sin embargo, en zonas costeras abiertas como las del litoral del País

Vasco la dinámica es diferente. Tanto la elevada capacidad de dilución

(resultante del gran volumen de agua), como de dispersión (debido al oleaje,

las mareas y corrientes) que caracteriza a la costa del País Vasco regulan el

efecto que puedan tener los aportes de los ríos locales (Valencia et al., 2004).

Por ello, las condiciones del agua en el área de estudio, aunque responderían

a los aportes de los ríos, lo harían a una escala espacial y temporal más

amplia que la que puede esperarse en una zona abrigada.

Este estudio también muestra que las condiciones ópticas

(transparencia) y tróficas (nutrientes y carbono orgánico) en el entorno del

emisario de Gorliz siguieron el ciclo anual esperado en el medio costero del

País Vasco. Este ciclo está muy ligado a los aportes continentales que tienen

lugar en invierno. Así, en marzo se observaron los máximos de turbidez y

sólidos en suspensión, así como los mínimos de profundidad de visión del

disco de Secchi. Los nutrientes y el carbono orgánico mostraron los valores

más altos también en invierno. Con el transcurso de las campañas de

muestreo, las precipitaciones descendieron, lo que se reflejó también en las

condiciones físico-químicas del área de estudio (mayor transparencia y menor

contenido en nutrientes inorgánicos y carbono orgánico total).



Como ya se ha visto en estudios anteriores, no se detectaron diferencias

importantes en las variables físico-químicas entre la estación más cercana al

emisario y el resto (Revilla et al., 2014, 2015). Todo ello indica que la

hidrodinámica de la zona consigue diluir y dispersar el vertido de la EDAR en

condiciones normales de aporte, con lo cual, no se espera un impacto

significativo sobre el ecosistema.

Por otra parte, con el fin de estudiar el grado de influencia del vertido de

la EDAR sobre su entorno marino, las condiciones físico-químicas de las

estaciones del entorno del emisario se han comparado con las de la estación

L-B10 de la "Red de seguimiento del estado ecológico de las aguas de

transición y costeras de la Comunidad Autónoma del País Vasco” que lleva a

cabo URA (La Agencia Vasca del agua). La estación L-B10 se encuentra más

alejada de la costa que las estaciones objeto de este estudio y por lo tanto, se

asume que está sometida a una menor presión antrópica (Figura 4.15).

En la Tabla 4.7 se muestran los valores promediados para la estación L-

B10, teniendo en cuenta sólo los datos de superficie y las campañas más

recientes. Hay que señalar que en esta estación no hay datos de fondo para

todas las variables y además, su profundidad es mayor (30-35 m) en

comparación con las del entorno de la EDAR de Gorliz (8-32 m). En el caso

del entorno de la EDAR de Gorliz se han promediado los valores de superficie

y fondo de todas las estaciones, dado que las diferencias no suelen ser

importantes entre ambos niveles.

Como puede verse en la Tabla 4.7, la salinidad media fue muy similar en

el entorno de la EDAR en comparación con la estación L-B10. Ello indica que

el contenido de agua dulce es comparable entre las dos zonas, aunque

ligeramente mayor en la estación control posiblemente por incluir en el

cálculo de su valor medio únicamente los datos de superficie.

El resto de las variables físico-químicas también guardaron mucha

similitud entre las dos zonas y únicamente se percibieron ciertas diferencias

en las condiciones ópticas. La turbidez y la concentración de sólidos en

suspensión mostraron valores superiores en el entorno del emisario respecto

a la estación control. Esto podría indicar la influencia de los aportes antrópicos

en el medio receptor de la EDAR. En todo caso, estas diferencias no fueron

muy importantes y no dieron lugar a descensos apreciables en la calidad

físico-química, tal y como denotan los resultados del índice IC-EFQ.



Además, la temperatura, la saturación de oxígeno, el pH y los nutrientes

inorgánicos presentaron valores muy similares entre el entorno del emisario y

la estación control (Tabla 4.7).

Todo ello indica que la influencia de los vertidos de aguas residuales

sobre la calidad del entorno de la EDAR de Gorliz fue poco importante, dentro

del contexto de las aguas costeras del País Vasco.

Tabla 4.7. Promedio calculado para las diferentes variables del agua en las

estaciones del entorno de la EDAR y en la estación L-B10. En ambos seguimientos se

incluyen las cuatro campañas de muestreo más recientes (realizadas entre marzo y

octubre de 2015). Los datos en las estaciones de la EDAR se obtuvieron en superficie

y en fondo; en la estación L-B10 se obtuvieron únicamente en superficie. S.D. Sin

dato.

Variable Unidades EDAR L-B10

Salinidad USP 34,62 34,13

Temperatura °C 15,50 15,56

pH Unid. pH 8,14 8,20

Saturación de Oxígeno % 102,42 105,87

Turbidez NTU 2,07 0,74

Sólidos en suspensión mg·l-1 10,04 6,81

Amonio µmol·l-1 1,1 1,3

Nitrato µmol·l-1 2,8 2,9

Fosfato µmol·l-1 0,20 0,28

Carbono orgánico total mg·l-1 1,51 S.D.

Clorofila “a” µg·l-1 0,79 0,85

La calidad del agua en las estaciones del entorno de la EDAR quedó

clasificada mediante el índice IC-EFQ en un estado ‘Muy bueno’ (teniendo en

cuenta las condiciones de oxigenación, los nutrientes y las condiciones

ópticas). La misma clasificación correspondió a la estación L-B10 durante el

año 2015 (Borja et al., 2016). Se ha señalado que la costa del País Vasco

tiene una elevada capacidad de dilución y de dispersión de los materiales

alóctonos, basada en su elevado volumen de agua y su dinamismo. Por ello,

la calidad de sus aguas generalmente es buena (Valencia et al., 2004).



De manera muy esporádica podrían encontrarse condiciones de mala

calidad. Por ejemplo, Valencia et al. (1989) indican que la transparencia en

las aguas internas de la plataforma del País Vasco puede verse

ocasionalmente muy afectada por la influencia de plumas fluviales. En la zona

de estudio se observó que en marzo el EQR descendía en todas las estaciones

de muestreo (aunque nunca por debajo de la clase de ‘Muy buen estado’),

después de una temporada de altas precipitaciones.

Por último, la concentración de clorofila “a” puede ser utilizada como

aproximación a la biomasa fitoplanctónica y es un indicador adecuado de la

respuesta del fitoplancton a la presión de eutrofización en medios que no

presentan limitación por luz. La zona fótica supuso el 100% de la columna de

agua, por lo que la producción fitoplanctónica no estuvo limitada por la luz, al

menos durante las fechas en las que se realizaron los muestreos.

En el entorno del emisario la clorofila presentó valores bajos en verano

(≤ 1 µg l-1), de forma opuesta a la temperatura, lo cual es un patrón habitual

en las aguas costeras del sudeste del Golfo de Vizcaya (p. e., Revilla et al.,

2009; 2010).

Para las aguas costeras del País Vasco, de acuerdo a la normativa

vigente (BOE, 2015) el límite entre el estado ‘Bueno’ y el ‘Moderado’ se

encuentra en 3 µg l-1. Este es el umbral que no debe sobrepasar la clorofila

“a” para cumplir los objetivos de calidad, utilizando como indicador el

percentil 90 de los datos de una serie de seis años.

En las estaciones de la EDAR los máximos de clorofila se observaron en

las campañas de invierno y otoño pero, con aproximadamente 2 µg l-1, fueron

inferiores a dicho límite. Además el valor medio se situó muy cercano al de la

estación control (Tabla 4.7). Por lo tanto, no se observaron situaciones de

exceso de biomasa fitoplanctónica que pudieran causar impactos sobre el

ecosistema marino.

Este hecho, junto con las concentraciones de nitrógeno y fósforo

inorgánico que, generalmente, fueron bajas en las aguas del entorno de la

EDAR de Gorliz, indican que la zona costera que recibe el vertido no presenta

síntomas de eutrofización.

5. Comunidades de fitoplancton 53


5. COMUNIDADES DE FITOPLANCTON


de las muestras

En cada campaña de aguas se tomó una muestra adicional en superficie

(0-1 m) en las estaciones que están situadas a 200 m del vertido, en cada

uno de los tres radiales (Figura 4.2; Tabla 4.3). A dichas muestras se les

asignaron los códigos GOR_FITO_02_NE, GOR_FITO_02_NW y

GOR_FITO_02_SW. Las muestras se fijaron con 0,5 ml de una solución de

Lugol ácido (concentración final 0,4% v/v), en botellas de cristal topacio de

125 ml, y se mantuvieron refrigeradas y en oscuridad hasta su análisis.


Para el recuento de las microalgas se siguió el método de Utermöhl

(Utermöhl, 1958). Esto consiste en utilizar cámaras de sedimentación donde

se introduce una alícuota de agua y, por gravedad, al cabo de un tiempo

determinado, las células de fitoplancton quedan depositadas en el fondo de

manera aleatoria (Figura 5.1). La identificación y el análisis cuantitativo de la

muestra que queda recogida en la base de la cámara se realiza mediante

microscopio invertido (Edler y Elbrächter, 2010). Se trata del mismo método

que el empleado en la “Red de Seguimiento del Estado Ecológico de las Aguas

de Transición y Costeras de la CAPV” (p. e., Borja et al., 2013) y los análisis

son efectuados por el mismo equipo investigador (Laboratorio de Fitoplancton

de la UPV/EHU). Para ello, se siguieron las recomendaciones de la normas

europeas EN 15204:2006 (AENOR, 2007) y EN 15972:2011 (AENOR, 2012).

Figura 5.1 Utilización de cámaras de sedimentación para la preparación de las

muestras de fitoplancton según el método de Utermöhl.



La identificación se llevó a cabo a nivel de género o especie, cuando ello

fue posible. En el caso de las células de tamaño muy pequeño, u organismos

muy frágiles, el fitoplancton se clasificó en niveles jerárquicos superiores

(orden o clase). Finalmente, los datos de abundancia se resumieron para los

siguientes grupos: clorofitas (clorofíceas, prasinofíceas y ulvofíceas),

diatomeas, crisofíceas, dictiocofíceas, xantofíceas, rafidofíceas, criptofíceas,

dinoflagelados, euglenofíceas, primnesiofíceas (haptofitas), ciliados

autótrofos, cianofíceas (filamentos), nanoflagelados heterótrofos y pequeñas

formas sin clasificar (≤10 µm).

Para comprobar los nombres científicos actualmente aceptados y evitar

la utilización de sinónimos se consultó el Registro Europeo de Especies

Marinas (www.marbef.org/data) y el de AlgaeBase (www.algaebase.org).

5.3. Metodología para la evaluación de la calidad del

fitoplancton

La DMA indica que en cuanto al fitoplancton deberán tenerse en cuenta

la biomasa, abundancia y composición, así como la frecuencia e intensidad de

las floraciones. Revilla et al. (2009, 2012) desarrollaron una herramienta de

evaluación de las aguas costeras del País Vasco, que actualmente se aplica

con algunas modificaciones (http://www.uragentzia.euskadi.eus/u81-

000334/es/contenidos/informacion/protocolos_estado_aguas/es_def/index.sh

tml). Ésta es acorde con el índice SPT (Spanish Phytoplankton Tool), tal y

como aparece en BOE (2015), y utiliza dos métricas: el percentil 90 de la

concentración de clorofila “a” y la frecuencia de floraciones de un taxón

individual cualquiera. El SPT requiere un periodo de seis años de datos.

Debido a que éste es el tercer año de estudio en la zona de vertido de la

EDAR de Gorliz, no se dispone de una serie de datos suficientemente larga

para poder aplicar la herramienta de evaluación del fitoplancton. No obstante,

en este informe se tendrán en cuenta los resultados obtenidos para las

variables fitoplanctónicas a la hora de elaborar las conclusiones sobre el

impacto del vertido, aunque no se apliquen todavía índices propiamente

dichos. Así, se interpretarán los datos de concentración de clorofila,

abundancia, composición y floraciones fitoplanctónicas. También, aunque la

DMA no tenga en cuenta las especies tóxicas o nocivas, éstas serán incluidas

en el informe con el fin de tener una visión más completa del fitoplancton.

http://www.uragentzia.euskadi.eus/u81-000334/es/contenidos/informacion/protocolos_estado_aguas/es_def/index.shtml





5.4. Resultados

5.4.1. Composición y abundancia del fitoplancton

En la Tabla 5.1 se muestran las variables que describen de forma

general a la comunidad fitoplanctónica (abundancia celular total, diversidad y

riqueza) en las tres estaciones estudiadas del entorno de la EDAR de Gorliz.

Tabla 5.1. Variables generales relativas al fitoplancton, para las tres estaciones

situadas a 200 m del vertido (GOR_FITO_02), con orientación NE, NW y SW,

respectivamente. Las muestras son de superficie (0-1 m).

AÑO 2015 GOR_FITO_02 Abundancia (x103 céls·l-1) (*) Diversidad (bit·cell-1) (†) Riqueza

23-MAR NE 433 1,7 32

NW 170 2,8 26

SW 279 2,1 26

2-JUN NE 402 3,2 37

NW 325 3,1 35

SW 280 3,1 34

19-AGO NE 1293 3,1 48

NW 952 3,5 47

SW 835 3,1 45

22-OCT NE 1277 4,5 74

NW 1213 4,2 70

SW 1028 4,5 66 (*) Índice de Shannon (H’); (†) Número de taxones.

En los dos primeros muestreos (invierno y primavera), el rango en la

abundancia fue 0,2−0,4·106 células·l-1. En los muestreos posteriores (verano

y otoño) las densidades oscilaron entre 0,8 y 1,3·106 células·l-1.

En el muestreo realizado en invierno (finales de marzo) junto con

valores relativamente bajos de abundancia se observaron los mínimos de

diversidad y riqueza. Por el contrario, en otoño (finales de octubre), las

comunidades presentaron los máximos de abundancia, diversidad y riqueza.

La composición taxonómica puede consultarse con detalle en las tablas

del Anexo 11.1, su estructura general se muestra en la Figura 5.2.



0,0E+00

5,0E+05

1,0E+06

1,5E+06

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Mar-2015 Jun-2015 Ago-2015 Oct-2015

Den

sid

ad t

ota

l (cé

lula

s· L

-1)

Co

ntr

ibu

ció

n d

e ca

da

gru

po

NE

NW

SW

0,0E+00

5,0E+05

1,0E+06

1,5E+06

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Mar-2015 Jun-2015 Ago-2015 Oct-2015

Den

sid

ad t

ota

l (cé

lula

s· L

-1)

Co

ntr

ibu

ció

n d

e ca

da

gru

po

Formas sin identificar

Nanoflag. heterótrofos

Primnesiofíceas

Criptofíceas

Prasinofíceas

Dinoflagelados

Diatomeas

Densidad total

0,0E+00

5,0E+05

1,0E+06

1,5E+06

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Mar-2015 Jun-2015 Ago-2015 Oct-2015

Den

sid

ad t

ota

l (cé

lula

s· L

-1)

Co

ntr

ibu

ció

n d

e ca

da

gru

po

Figura 5.2. Contribución de cada grupo a la densidad total (en %) y densidad total

de fitoplancton (en células l-1), para las tres estaciones situadas a 200 m del vertido

(GOR_FITO_02), con orientación NE, NW y SW, respectivamente.



En cuanto a la composición a nivel de grandes grupos, la estructura de

la comunidad varió mucho entre cada campaña, pero se mantuvo muy

similar entre las tres estaciones de muestreo (Figura 5.2).

A finales de marzo dominaron las diatomeas, que aportaron entre el 50

y el 80% de la abundancia celular. Este grupo estuvo representado por

diferentes especies, entre las que destacaron en abundancia las formadoras

de cadenas del género Thalassiosira (con un máximo de 300·103 células·l-1

en la estación GOR_FITO_02_NE).

A comienzos de junio la comunidad fue de tipo mixto, con

representación principalmente de pequeñas formas sin identificar,

primnesiofíceas, criptofíceas, dinoflagelados y diatomeas. En la campaña de

primavera se observó un cambio en la composición de las diatomeas. Así,

mientras que Thalassiosira spp. pasaba a tener una presencia testimonial,

aumentaban en abundancia Chaetoceros spp., Leptocylindrus spp. y

Pseudo-nitzschia spp. En todo caso, la abundancia celular de las diatomeas

disminuyó con respecto al muestreo de invierno.

En el muestreo de agosto se observó un aumento general en densidad

celular (exceptuando las diatomeas, que disminuyeron). El grupo más

abundante fue el de las criptofíceas, que llegaron a representar casi el 50%

de la abundancia total. Entre ellas, Plagioselmis sp. mostró el máximo

(399·103 células·l-1) en la estación GOR_FITO_02_NE. Los dinoflagelados

además de aumentar en abundancia, lo hicieron en número de especies.

Otro grupos representativos fueron las clorofitas prasinofíceas (Tetraselmis

spp. y Pyramimonas spp.) y las haptofitas primnesiofíceas

(Chrysochromulina/Imantonia/Phaeocystis).

En el muestreo de octubre se observó, de nuevo, un cambio en la

composición y estructura de la comunidad. Con valores de abundancia

relativamente altos, las diatomeas aportaron aproximadamente el 40% a la

densidad total. Este grupo fue muy diverso y la abundancia celular se

distribuyó entre un elevado número de especies (unas 40). Con ello,

ninguna llegó a alcanzar de manera individual más de 87·103 células·l-1. La

abundancia de las criptofíceas disminuyó y el resto de los grupos mantuvo un

nivel bastante similar al observado en agosto.



5.4.2. Floraciones fitoplanctónicas y algas potencialmente

tóxicas

Como puede observarse en el Anexo 11.1, ningún taxón de forma

individual superó 400·103 células·l-1, que es el umbral utilizado en el

Cantábrico para definir una floración (BOE, 2015). Pero, hay que indicar que

la criptofícea Plagioselmis sp. estuvo muy cerca en verano, en la estación

GOR_FITO_02_NE (399·103 células·l-1).

Por otra parte, se observaron taxones potencialmente tóxicos en las tres

estaciones de muestreo utilizadas para el estudio del fitoplancton.

Las diatomeas Pseudo-nitzschia galaxiae y Pseudo-nitzschia multistriata

se observaron en las dos últimas campañas, agosto y octubre, en

concentraciones del orden de 102 y 103 células·l-1. En todas las muestras se

observó alguna especie perteneciente al género Pseudo-nitzschia, este taxón

en conjunto alcanzó una abundancia máxima de ~105 células l-1 (octubre).

Pseudo-nitzschia spp., potencialmente, puede producir toxinas que dan lugar

al síndrome amnésico por consumo de marisco (ASP).

También aparecieron frecuentemente, aunque en muy bajas

concentraciones, los dinoflagelados Phalacroma rotundatum, Dinophysis

acuminata y Dinophysis cf. ovum (máximo ~200 células l-1), que se asocian al

síndrome diarreico por consumo de marisco (DSP).

Además, se observó la presencia de dinoflagelados potencialmente

causantes de toxinas PSP (síndrome paralizante): Alexandrium sp. y

Gonyaulax spinifera, con abundancias máximas del orden de 102 células l-1.

Dinoflagelados que pueden causar efectos adversos en la fauna marina

fueron habituales, aunque su abundancia no superó 120 células l-1: Tripos

fusus (Ceratium fusus), Tripos furca y Karenia sp.

Las primnesiofíceas Chrysochromulina/Imantonia/Phaeocystis, entre las

que podría haber especies nocivas para los ecosistemas, se observaron en

todas las muestras y su abundancia aumentó entre el muestreo de invierno y

el de otoño. En este último su máximo fue de aproximadamente 250.000

células l-1. Phaeocystis globosa se detectó en otoño, en dos de las estaciones,

pero en muy baja concentración (máximo 3400 células·l-1).



5.5. Discusión

Con el fin de evaluar si las comunidades de fitoplancton en la zona

próxima al emisario de la EDAR de Gorliz presentaban diferencias respecto a

las comunidades de la zona costera adyacente, se han tenido en cuenta los

resultados obtenidos en la “Red de Seguimiento del Estado Ecológico de las

Aguas de Transición y Costeras de la CAPV”, concretamente los de la estación

L-B10.

En años recientes (entre 2010 y 2014) en la estación L-B10 la

abundancia total de la comunidad fitoplanctónica ha mostrado picos de hasta

3,5·106 células l-1 (7 de mayo de 2014).

En la estación L-B10 los taxones que han presentado los máximos han

sido las diatomeas Chaetoceros salsugineus (1,7·106 células l-1) y

Thalassiosira spp. (1,2·106 células l-1). También en concentraciones que

pueden considerarse típicas de “bloom” (>400.000 células l-1) se han

encontrado primnesiofíceas y pequeñas formas flageladas sin identificar. Del

orden de 105 células l-1, pero en abundancias algo menores, se han visto

otras diatomeas (Asterionellopsis glacialis y Rhizosolenia spp.), criptofitas

(Plagioselmis spp. y Teleaulax spp.) y dinoflagelados (Heterocapsa spp.).

La zona receptora del vertido de la EDAR de Gorliz presenta una

comunidad fitoplanctónica muy similar a la de la estación L-B10, tanto en

composición taxonómica, como en abundancia celular.

El pico más elevado encontrado hasta la fecha en el entorno del emisario

de Gorliz ha sido de 4,5·106 células l-1 (7 de mayo de 2014), muy similar al

que se registraba en la estación L-B10 en la misma fecha y causado por la

misma especie, Chaetoceros salsugineus (Revilla et al., 2015).

En el otro estudio realizado anteriormente sobre la influencia del

emisario, durante 2013, el máximo de abundancia fue muy similar al

observado en el presente estudio, y a él contribuyeron principalmente

diatomeas del género Chaetoceros (Revilla et al., 2014). En 2015, las

diatomeas han tenido una contribución importante en la composición de la

comunidad durante las campañas de invierno (finales de marzo) y otoño

(octubre).



Las floraciones de diatomeas en la época de invierno-primavera son

naturales y comunes en los mares costeros de clima templado. En cuanto a la

comunidad observada en el entorno del emisario en octubre de 2015, con alta

abundancia y diversidad de diatomeas, es un tipo de comunidad también

frecuente en la zona costera del País Vasco durante la época de otoño.

En 2015 no se han encontrado apenas diferencias en las comunidades

entre las tres estaciones del entorno de la EDAR. En años previos (campañas

de 2013 y 2014) los valores más altos de abundancia se registraron en la

estación GOR_FITO_02_SW. Esta estación es algo más cercana que el resto a

la bahía de Plentzia, una zona abrigada donde el tiempo de residencia del

agua es mayor que en mar abierto, y ello podría potenciar la retención de

partículas, entre las que se encontraría el fitoplancton.

Dentro de los seguimientos del fitoplancton es importante tener en

cuenta la presencia de especies potencialmente tóxicas, así como los

“blooms” que producen una elevada acumulación de biomasa (Masó y Garcés,

2006; Anderson, 2009).

El exceso de biomasa fitoplanctónica puede producir efectos no

deseados sobre la calidad del agua. Por ejemplo, disminuyendo su

transparencia. En el entorno del emisario, durante las campañas de 2015 la

biomasa fitoplanctónica (medida como clorofila “a”) se mantuvo en niveles

bajos o medios (0,3─1,8 µg l-1). Esto es coherente con la densidad celular,

que no fue excesiva. Las condiciones ópticas del agua, teniendo en cuenta

turbidez, sólidos en suspensión y profundidad de visión del disco de Secchi,

fueron los habituales para la costa del País Vasco y se considera que no

repercutieron negativamente en otros elementos del ecosistema, como ha

puesto de manifiesto la calificación del estado físico-químico (“Muy Bueno”).

Los crecimientos masivos también pueden afectar a la fauna piscícola,

debido al descenso de oxígeno que ocurre con la degradación bacteriana de la

materia orgánica, o por obturación de las branquias. En relación con estos

efectos, algunas diatomeas producen mucílagos que pueden dar lugar a

fenómenos de anoxia (los géneros Thalassiosira, Coscinodiscus, Chaetoceros

y Rhizosolenia). Otras pueden ocasionar daños en los epitelios branquiales

(Chaetoceros socialis y Leptocylindrus minimus). Cualquiera de estos taxones

que aparezca regularmente en densidades muy elevadas, del orden de 105-

106 células·l-1, puede ser considerado como perjudicial.



En el entorno del emisario de Gorliz las máximas abundancias de

Chaetoceros socialis y Leptocylindrus minimus fueron del orden de 103

células·l-1, muy inferiores a las que se consideran que pueden causar

problemas en las branquias. Entre el resto de los géneros arriba

mencionados, Thalassiosira mostró los valores máximos, pero no fueron muy

excesivos (Anexo 11.1). Además, no ha habido problemas de anoxia (ni

siquiera hipoxia).

Por otra parte, la capacidad de producción de toxinas que presentan

algunas especies de fitoplancton hace que su presencia en el agua suponga

un peligro para la salud humana y/o la fauna marina

Entre las microalgas, los dinoflagelados son el grupo que presenta un

mayor número de especies tóxicas conocidas (Tabla 5.2). Algunos

dinoflagelados producen potentes endotoxinas que pueden pasar por la

cadena alimenticia y llegar a las personas a través del consumo de marisco o

pescado. En función de los efectos que producen se pueden distinguir

diferentes intoxicaciones, como síndromes diarreicos (DSP), neurotóxicos

(ASP) o paralizantes (PSP) (Van Dolah, 2000).

Hay que recalcar que algunas especies de dinoflagelados pueden resultar

tóxicas en concentraciones mucho más bajas que las que se consideran

típicas de una floración. Por ejemplo, cuando la concentración de Dinophysis

spp. alcanza 500 células·l-1 el riesgo de acumulación de toxinas en bivalvos es

ya elevado (Ifremer, 2013). En Escocia, los umbrales de alerta que se utilizan

para los dinoflagelados en las zonas de producción de moluscos son 100

células·l-1 en el caso de Dinophysis sp. o de Prorocentrum lima, y “presencia”

para Alexandrium sp. (Swan y Davidson, 2012).

Durante las campañas de muestreo realizadas en 2015 en el entorno del

emisario de Gorliz, la abundancia de los dinoflagelados que se consideran con

capacidad de producir toxinas fue muy baja, aunque no debería obviarse su

importancia desde el punto de vista del consumo de organismos filtradores

(mejillones, por ejemplo), dado que esporádicamente alguna especie puede

superar el umbral de abundancia que se recomienda no exceder en zonas de

producción. En todo caso, estas concentraciones están dentro del rango

normalmente encontrado para estas especies en las aguas costeras del País

Vasco (véase por ejemplo, Borja et al., 2013).



Tabla 5.2. Lista de especies de dinoflagelados que en la actualidad son reconocidas

como tóxicas o perjudiciales. ASP: Amnesic Shellfish Poisoning; DSP: Diarrhetic

Shellfish Poisoning; NSP: Neurotoxic Shellfish Poisoning.

Especies tóxicas o perjudiciales Distribución Efecto

Alexandrium spp (PSP)

A. angustitabulum, A. catenella, A.

cohorticula, A. hiranoi, A. tamarense.

Cosmopolita, aguas

costeras, estuarios.

Pueden afectar a moluscos, peces,

crustáceos, aves y mamíferos.

Amphidinium carterae, A. operculatum Cosmopolita, aguas

costeras.

Producen compuestos hemolíticos que

afectan a los peces.

Ceratium fusus, C. tripos, C. furca Cosmopolita, aguas

costeras y salobres.

Pueden producir mareas rojas y

fenómenos de anoxia que afectan a

diversos organismos marinos.

Cochlodinium polykrikoides

Cosmopolita, aguas

templadas y

tropicales.

Resulta tóxica para peces, provoca

mortandades masivas.

Dinophysis spp.(DSP)

D. acuminata, D. acuta, D. fortii,

D. rotundata, D. tripos, D. caudata,

D. norvegica, D. sacculus

Cosmopolita, zonas

templadas y frías,

aguas costeras y

salobres.

Pueden resultar tóxicas a conc. de 102-

103 células l-1. D. caudata puede

formar mareas rojas. Producen serias

intoxicaciones a través del marisco.

Phalacroma mitra (DSP), Gonyaulax

polyedra, G. polygramma, G. reticulatum

Asociados a mortandades de fauna

marina en condiciones de anoxia.

Gymnodinium breve (NSP),

G. catenatum (PSP), G. flavum,

G. mikimotoi, G. pulchellum,

G. veneficum, G. sanguineum,

Gymnodinium sp., G. brevicatenatum

Cosmopolita, zonas

templadas (Galicia,

Portugal)

Pueden producir mortandades masivas

de peces, crustáceos y bivalvos.

Recientemente se ha descubierto que

G. brevicatenatum produce aerosoles

tóxicos que afectan a los humanos.

Gyrodinium galatheanum, G. aureolum Cosmopolita, aguas

costeras, estuarios

Resultan tóxicas para peces (p. e.,

bacalao) y bivalvos.

Heterocapsa circularisquama Japón, aguas

costeras

Forma mareas rojas que producen

mortandades de peces y bivalvos por la

actividad hemolítica de su toxina.

Noctiluca scintillans

Tropical,

subtropical y

templada

Forma mareas rojas, produciendo

mucílagos que ocluyen las branquias de

los peces. También resulta tóxica para

los peces al acumular grandes

cantidades de amonio.

Peridinium polonicum, P. aciculiferum Europa, Japón,

aguas dulces Mortandades de peces en agua dulce.

Pfiesteria piscicida Costa Este de EEUU Ictiotóxica, epizooica. También produce

el síndrome del estuario en humanos.

Prorocentrum spp. (DSP), P. concavum,

P. lima, P. emarginatum, P. mexicanum,

P. micans

Pueden producir intoxicación a través

de marisco y mortandades de peces.



En cuanto a las diatomeas del género Pseudo-nitzschia, el carácter

tóxico de varias especies se debe a que son capaces de sintetizar ácido

domoico (AD), una potente neurotoxina que puede bioacumularse en

organismos planctófagos como bivalvos, crustáceos o peces. Este hecho

conlleva un grave riesgo para los niveles superiores ya que se puede

transmitir fácilmente a otras especies de aves marinas y mamíferos. En el

caso de los humanos, provoca la intoxicación denominada Amnesic Shellfish

Poisoning (ASP). En su fase más leve, los síntomas incluyen diversos

trastornos gastrointestinales, mientras que en casos extremos se producen

importantes disfunciones neurológicas (pérdida de memoria, alucinaciones,

desorientación).

En el entorno del emisario se identificó también el género Pseudo-

nitzschia, en todas las muestras analizadas. En la literatura científica se citan

diferentes umbrales de alerta para estas diatomeas. Así, Trainer y Suddleson

(2005) indican 30000 células·l-1 para P. australis/heimii/fraudulenta, 105

células·l-1 para P. multiseries/pungens y 106 células·l-1 para P.

pseudodelicatissima. En zonas de producción de bivalvos de Escocia se utiliza

un umbral de 50000 células·l-1 para Pseudo-nitzschia spp. (Swan y Davidson,

2012), este umbral se excedió ocasionalmente en 2015 (campaña de otoño).

Pseudo-nitzschia es un taxón muy extendido y forma “blooms” en las

aguas costeras del sudeste del Golfo de Vizcaya (Seoane et al., 2012). Su

máximo de abundancia en octubre en el entorno del emisario no parece estar

relacionado con aportes de nutrientes procedentes de la EDAR. El incremento

detectado en la abundancia de este taxón en otoño se observó también en

otras diatomeas, y de forma general a lo largo de toda la costa de Bizkaia.

Por último, algunas primnesiofíceas (p. e., Chrysochromulina polylepis)

pueden resultar tóxicas para la fauna marina (peces, bivalvos, crustáceos,

etc.) cuando alcanzan abundancias del orden de 106 células·l-1 o superiores

(Landsberg, 2002). En la zona cercana al vertido de la EDAR se encontraron

primnesiofíceas que podrían pertenecer al género Chrysochromulina, aunque

no alcanzaron niveles tan elevados (Anexo 11.1). Este género también está

ampliamente extendido por la costa vasca (por ejemplo, Borja et al., 2013).

6. Sedimentos 65


6. SEDIMENTOS


de las muestras

Con objeto de controlar la posible afección del vertido a los fondos desde

el punto de vista de su estructura y calidad físico-química, se tomaron

muestras de sedimentos en cinco estaciones, situadas en el entorno del punto

de vertido (Figuras 6.1 y 6.2; Tabla 6.1).

La localización de las estaciones guarda relación con la existencia de

fondos blandos con suficiente potencia sedimentaria para realizar los

muestreos, tal y como se aprecia en la Figura 6.2. La distancia entre las

estaciones y el punto de vertido del emisario varió entre unos 25 y 200 m.

Figura 6.1. Estaciones de muestreo de sedimentos y bentos de fondo blando en el

entorno de los vertidos de la EDAR de Gorliz. El punto de vertido se señala con

círculo rojo.

6. Sedimentos 66


Figura 6.2. Detalle de la situación de las estaciones de muestreo de sedimentos y

bentos de fondo blando en el entorno de los vertidos de la EDAR de Gorliz sobre un

mapa con el tipo de fondos. Los fondos blandos corresponden al color gris “liso” y

los fondos duros al color gris “rugoso”. El punto rojo corresponde a la zona central

de la salida del emisario. La imagen se basa en una batimetría con sonda multihaz

de alta resolución realizada previamente a la construcción del emisario, por ello no

se visualiza dicha infraestructura.

Se llevó a cabo una campaña anual (el 22 de abril de 2015). La

frecuencia de muestreo es suficiente para evaluar este componente, que

presenta una variabilidad temporal muy inferior a la de la columna de agua.

El muestreo se llevó a cabo mediante draga oceanográfica Van Veen y desde

una embarcación neumática.

6. Sedimentos 67


Tabla 6.1. Información de las estaciones de muestreo de sedimentos y bentos de

fondo blando en el entorno de los vertidos de la EDAR de Gorliz. Se indican la

distancia y orientación aproximadas respecto al punto de vertido, así como las

coordenadas UTM (ETRS89) y la profundidad de la toma de muestra.

Código estación Distancia (m) Orientación UTMX UTMY Prof. (m)

GOR_SED_01 ~25 N 503.310 4.807.760 18

GOR_SED_02_N ~120 N 503.281 4.807.852 18

GOR_SED_02_S ~185 S 503.364 4.807.561 16

GOR_SED_02_NW ~200 NW 503.132 4.807.834 20

GOR_SED_02_SW ~150 SW 503.158 4.807.687 20


El potencial redox se medió “in situ” mediante un electrodo de anillo de

Pt combinado Metrohm, conectado a un medidor digital Metrohm 826 pH

mobile y calibrado con un sistema redox patrón. La resolución de esta

medida es de ±1 mV. Los valores se transforman a equivalente con

electrodo de hidrógeno (Eh), según especificaciones del fabricante.

Los análisis de las muestras de sedimento incluyeron las siguientes

variables sedimentológicas generales: granulometría (determinación de 9

fracciones), demanda química de oxígeno (determinada según método

PNTeFQ/LS/001) y nitrógeno orgánico total (método PNTeFQ/LS/012).

6.3. Resultados

6.3.1. Granulometría

En la Figura 6.3 se presenta la granulometría del sedimento. Se han

agrupado las fracciones de acuerdo a la clasificación más habitual: gravas

(>2 mm), arenas (0,063 - 2 mm) y limos-arcillas (<0,063 mm). El

sedimento presenta un tamaño medio de 0,198 – 0,458 mm,

correspondiendo a un tamaño de arena fina o arena media (según la escala

de Wentworth, 1922).

6. Sedimentos 68


LIMOS YARCILLAS

GRAVAS ARENAS

0

20

40

60

80

100

ESTACIÓN

Figura 6.3. Composición granulométrica del sedimento superficial en las estaciones

del entorno del emisario de Gorliz.

En la Figura 6.4 se muestran los tipos sedimentarios según la

clasificación de Folk (1974) en base a los porcentajes de gravas, arenas y

fracción limo-arcillosa. Según esta clasificación, las estaciones poseen un

sedimento con la categoría arena levemente gravosa.

0.01%

5%

30%

80%

LIMOS ARENAS

GRAVAS

1:9 1:1 9:1RATIO ARENAS:LIMOS

grava

limo arenaarena limosalimo arenoso

limo

levemente

gravosolimo arenoso

levemente gravoso

limo gravoso

grava limosa

grava

limo-

arenosa

grava

arenosa

arena

limo-gravosa

arena

gravosa

arena

levemente

gravosaarena limosa

levemente gravosa

Figura 6.4. Tipo sedimentario, según la clasificación de Folk (1974), del sedimento

en el entorno del emisario de Gorliz (indicado con puntos rojos).

6. Sedimentos 69


6.3.2. Potencial redox y demanda química de oxígeno (materia

orgánica)

El potencial redox del sedimento está generalmente relacionado con los

procesos biológicos, químicos y físicos existentes en el mismo. Así, valores

de Eh negativos generalmente son consecuencia del consumo de oxígeno

intersticial debido a los procesos de degradación de la materia orgánica que

llevan a cabo los microorganismos bentónicos. Al contrario, valores elevados

de Eh generalmente indican un elevado contenido en oxígeno intersticial.

Sedimentos con granulometría fina, elevado contenido en materia

orgánica, y localizados en zonas con condiciones hidrodinámicas de baja

energía, generalmente presentan valores de Eh muy negativos y viceversa.

El potencial redox (Eh) medido en el sedimento está en el rango de

+91 y +580 mV. Excepto el valor más bajo, medido en GOR_SED_01 (la

estación más próxima al emisario), el resto de valores son acordes a las

condiciones hidrodinámicas predominantes en la zona de estudio, donde es

relativamente frecuente la existencia de oleaje.

La demanda química de oxígeno en sedimentos en el medio marino

también está relacionada con las condiciones existentes. Los valores

estuvieron en el rango de 4 – 59 g/kg. La estación con mayor contenido en

demanda química de oxígeno es la localizada más próxima al emisario

(GOR_SED_01).

6.3.3. Nitrógeno total

El contenido en nitrógeno orgánico total en sedimentos en el medio

marino generalmente presenta una variabilidad relativamente similar al

contenido en materia orgánica.

Los valores determinados están en el rango de 182 – 1020 mg kg-1,

siendo el valor más elevado el de la estación más próxima al emisario

(GOR_SED_01).

6. Sedimentos 70


6.4. Discusión

En la Figura 6.5 se muestra la localización de la estación L-B10 (para

sedimentos-bentos) de la "Red de seguimiento del estado ecológico de las

aguas de transición y costeras de la Comunidad Autónoma del País Vasco”.

La estación L-B10 se localiza aproximadamente a 850 m al noroeste del

emisario.

El potencial redox en la estación L-B10 en los últimos años varió entre

+363 y +459 mV. En la estación L-B10 también se determina el contenido

en nitrógeno, pero en la fracción sedimentaria más fina. Por ello los

resultados para este parámetro no son comparables con los del presente

estudio, al ser la fracción sedimentaria de análisis la total.

Figura 6.5. Localización de la estación L-B10 (sedimentos-bentos) de la "Red de

seguimiento del estado ecológico de las aguas de transición y costeras de la CAPV”,

junto con las estaciones en el medio receptor y el punto de vertido (círculo rojo). Se

superpone una imagen gris, realizada con batimetría de alta resolución, donde

pueden observarse las zonas con fondo blando (liso) y duro (rugoso).

6. Sedimentos 71


En la Figura 6.6 se muestra la variabilidad espacial en la demanda

química de oxígeno, potencial redox y contenido en nitrógeno orgánico total

en el ámbito del emisario de Gorliz. Se observa que la estación más próxima

al emisario presenta la mayor demanda química de oxígeno, el mayor

contenido en nitrógeno orgánico y el menor potencial redox. Esta

variabilidad espacial posiblemente esté ligada al efecto de enriquecimiento

orgánico del emisario.

DQO (g/kg)

Eh (mV)

NitrógenoOrgánico

Total(mg kg-1)

Distancia al emisario (m)

0

100

200

300

400

500

600

700

0 200 400 600 800 1000

0

10

20

30

40

50

60

70

0 100 200 300

0

200

400

600

800

1000

1200

0 100 200 300

91

580

370

432

393

420

211

302

182

299

1020

8

59

1613

4,1

Figura 6.6. Variabilidad espacial en el contenido en la demanda química de

oxígeno, contenido en nitrógeno orgánico total y potencial redox (Eh) en el ámbito

del emisario de Gorliz. Se incluye la información de 2015 de potencial redox en la

estación L-B10 de la "Red de seguimiento del estado ecológico de las aguas de

transición y costeras de la Comunidad Autónoma del País Vasco”.

7. Comunidades del bentos de fondo blando 73


7. COMUNIDADES DEL BENTOS DE FONDO BLANDO


de las muestras

El muestreo del bentos blando se llevó a cabo en las mismas estaciones

que el del sedimento y de forma simultánea (el 22 de abril de 2015). La

localización de las estaciones se muestra en los mapas del capítulo anterior

(Figuras 6.1 y 6.2). En la Tabla 7.1 se indica su posición geográfica.

Tabla 7.1 Posición (latitud y longitud, en GCS WGS84) de las estaciones de muestreo

de sedimentos y bentos de fondo blando. Se indican la distancia aproximada de las

estaciones respecto al punto de vertido y su profundidad.

Código estación Distancia (m) Latitud Longitud Prof. (m)

GOR_SED_01 ~25 43º 25,36’ 2º 57,55’ 18

GOR_SED_02_N ~120 43º 25,42’ 2º 57,57’ 18

GOR_SED_02_S ~185 43º 25,26’ 2º 57,51’ 16

GOR_SED_02_NW ~200 43º 25,41’ 2º 57,68’ 20

GOR_SED_02_SW ~150 43º 25,32’ 2º 57,66’ 20

Para la recogida de la muestra se utilizó una draga de tipo Van Veen con

una superficie de muestreo aproximada de 0,1 m2. Se tomaron dos réplicas

(dos lances) para el estudio de comunidades bentónicas.

Cada una de las réplicas se tamizó a través de un tamiz de 1 mm de luz

de malla, suficiente para la retención de casi todas las especies (Viéitez,

1976; Seapy y Kitting, 1978; Andrade y Cancela da Fonseca, 1979; Mora,

1982).

Para su conservación, los organismos retenidos se fijaron en una

solución de formaldehído (estabilizado con metanol químicamente puro y

tamponado a pH=7) al 4% en agua de mar.




Una vez en el laboratorio, y con la ayuda de lupas binoculares, se

procedió a la separación e identificación de los macroinvertebrados bentónicos

hasta el nivel taxonómico de especie (siempre que se pudo). A continuación

se contaron los ejemplares.

Con los datos obtenidos se calcularon: la densidad específica y total (por

muestra), en ind·m-2; el índice de diversidad de Shannon (H’), a partir de los

datos de densidad (Shannon y Weaver, 1963), en bit·ind-1; el índice de

equitabilidad de Pielou (J’), también a partir de los datos de densidad; y la

diversidad máxima por muestra (H’max), en bit.

7.3. Metodología para la evaluación de la calidad del

bentos blando

Para evaluar el estado biológico de estas comunidades se ha calculado el

coeficiente biótico AMBI (Borja et al., 2000; 2003; Muxika et al., 2005) con

ayuda del software AMBI 5.0, alimentado con la lista de especies actualizada

a noviembre de 2014, ambos disponibles gratuitamente en la web de AZTI

(http://ambi.azti.es), y siguiendo las recomendaciones de Borja y Muxika

(2005), Muxika (2007) y Muxika et al. (2007b).

Con los resultados obtenidos, teniendo en cuenta que no se pudo

comprobar la homocedasticidad por medio de un test de Levene, lo que

impidió la realización de un test de Shapiro-Wilk para estudiar la normalidad

en la distribución de los residuales, se llevó a cabo un test de Kruskal-Wallis

para examinar la existencia de diferencias significativas entre estaciones de

muestreo. Los análisis estadísticos se llevaron a cabo con el paquete PASW®

Statistics 17.0 (versión 17.0.2 del 11 de marzo de 2009).

Además, se calculó el índice M-AMBI. Este índice fue desarrollado por

AZTI en respuesta a los requerimientos de la Directiva Marco del Agua, e

integra las medidas de riqueza específica, diversidad de Shannon y AMBI por

medio de un análisis factorial (Muxika et al., 2007a). El M-AMBI está

oficialmente aceptado en España como herramienta para la evaluación de la

calidad del bentos de sustrato blando de fondos submareales costeros de las

costas del Atlántico y del Cantábrico.



Para evaluar si se cumplía el objetivo de la DMA en el medio receptor del

vertido (esto es, si se alcanzaba al menos el ‘Buen estado ecológico’) el índice

M-AMBI se aplicó a las cinco estaciones de muestreo del entorno del emisario.

No obstante, se asume que en las situadas a menos de 50 m el objetivo de

calidad debe ser menos exigente. Este sería el caso de la estación

GOR_SED_01 (Tabla 7.1).

El hecho de aplicar criterios menos exigentes en la estación

GOR_SED_01 tiene su base en recomendaciones y normativas que indican

que las áreas evaluadas respecto a los objetivos de calidad ambiental deben

estar situadas a una distancia del punto de emisión que permita cierta

dilución del vertido con el medio receptor.

En la bibliografía consultada sobre este tema se asume un impacto

inevitable en la zona más cercana al vertido. En este sentido, la legislación de

Estados Unidos permite zonas de mezcla (por ejemplo, una circunferencia de

unos 800 m de radio) e indica que la evaluación de la calidad debe efectuarse

en su periferia (EPA, 1999). También, en guías para la implementación de la

DMA en el Reino Unido se mencionan “Allowable Zones of Effects” (AZE) y un

ejemplo de una circunferencia de 100 m alrededor del vertido (UKTAG, 2006).

En cuanto a las normativas estales, en la Orden por la que se aprueba la

Instrucción para el proyecto de conducciones de vertidos desde tierra al mar

(BOE, 1993) se indica que, a no ser que las normas vigentes determinen la

zona concreta de aplicación, los puntos de muestreo deberán estar situados

fuera de la “zona de inyección”.

Posteriormente, el artículo 10 del Real Decreto 60/2011 sobre las

normas de calidad ambiental (NCA) en el ámbito de la política de aguas indica

que los órganos competentes podrán designar zonas de mezcla adyacentes a

los puntos de vertido, y dentro de las mismas, las concentraciones de las

sustancias podrán superar las NCA siempre que el resto de la masa de agua

superficial siga cumpliendo dichas normas (BOE, 2011). Más recientemente

esto mismo se recoge en el artículo 26, capítulo II, del Real Decreto

817/2015, de 11 de septiembre, por el que se establecen los criterios de

seguimiento y evaluación del estado de las aguas superficiales y las normas

de calidad ambiental (BOE, 2015).



En este trabajo, concretamente, se recomienda permitir una distancia de

50 m respecto al punto de vertido para conseguir el ‘Buen estado ecológico’,

dado que, para otras variables que deben cumplir objetivos de calidad

(temperatura y pH) dicha distancia figura en la normativa más reciente del

País Vasco sobre los vertidos efectuados desde tierra al mar (Anexo I,

Decreto 459/2013) (BOPV, 2013), cuya entrada en vigor tuvo lugar en marzo

de 2014 (http://www.actualidadjuridicaambiental.com/legislacion-al-dia-pais-

vasco-vertidos/).

7.4. Resultados

7.4.1. Taxonomía y parámetros estructurales

Los datos brutos correspondientes a este apartado pueden consultarse

en el Anexo 11.2. En la Tabla 7.2 se muestra el número de taxones

identificados en cada una de las estaciones muestreadas, así como el

porcentaje que representan por cada phylum.

Los artrópodos crustáceos dominan en todas las estaciones, con 7-12

taxones identificados (43-57% de los taxones por estación), seguidos muy de

cerca por los anélidos (7-9 taxones; 33-47%). En 2 de las 5 estaciones

(02_NW y 02_S) los dos grupos mencionados presentan el mismo número de

taxones.

Además, en el conjunto de las estaciones se identificaron 3 taxones de

moluscos, 1 taxón de nemertinos y 1 de equinodermos.

Tabla 7.2. Número de taxones identificados y, entre paréntesis, porcentaje que

representan por phylum en las estaciones del entorno del emisario de Gorliz

(GOR_SED_) en abril de 2015.

Phylum Estación 01 02_N 02_S 02_NW 02_SW

Nemertea - - 1 (6,7%) 1 (4,8%) -

Annelida 7 (33,3%) 7 (38,9%) 7 (46,7%) 9 (42,9%) 8 (44,4%)

Mollusca 2 (9,5%) 1 (5,5%) - 2 (9,5%) 1 (5,5%)

Arthropoda 12 (57,1%) 9 (50%) 7 (46,7%) 9 (42,9%) 9 (50%)

Echinodermata - 1 (5,5%) - - -

TOTAL 21 18 15 21 18



En densidad, los artrópodos crustáceos dominan en las estaciones 02_N,

02_SW y 02_NW (285-860 ind·m-2). Les siguen los anélidos en las dos

primeras (100-105 ind·m-2) y los moluscos en la tercera (75 ind·m-2). En la

estación 02_S codominan los anélidos y crustáceos (105 ind·m-2) En la

estación 01 dominan los anélidos (con 1010 ind·m-2), seguidos por los

moluscos (con 365 ind·m-2).

En general, esta distribución se asemeja a la que cabría esperar en

sedimentos arenosos no alterados o poco alterados, donde resulta habitual la

dominancia en densidad de anélidos y artrópodos, aunque en la zona parecen

ser más abundantes los artrópodos que los anélidos. Sin embargo, en contra

de lo que suele ser habitual, la presencia de los moluscos es muy baja.

Por especies, destaca la dominancia del crustáceo Diogenes pugilator en

la estación 02_SW (805 ind·m-2; 79% de los efectivos por estación), y el

anélido Capitella capitata en la estación 01 (820 ind·m-2; 53%).

En las estaciones 02_N y 02_SW el taxón dominante es el crustáceo

ermitaño Diogenes pugilator (130-805 ind·m-2; 29-79%). En la estación 02_N

le siguen el crustáceo anfípodo Bathyporeia elegans, el molusco bivalvo

Mactra stultorum y el anélido poliqueto Nephtys cirrosa (45-55 ind·m-2; 10-

12% del total). En la estación 02_SW le siguen el poliqueto Nephtys cirrosa y

el molusco bivalvo Mactra stultorum (con 65 y 50 ind·m-2; 6 y 5% del total,

respectivamente).

En la estación 02_NW domina el crustáceo Bathyporeia elegans (120

ind·m-2; 27%), seguida del molusco Mactra stultorum (70 ind·m-2; 16%) y los

crustáceos Diogenes pugilator y Cumopsis fagei (65 y 50 ind·m-2; 15 y 11%

respectivamente).

En la estación 02_S dominan los copépodos (40 ind·m-2; 18%), seguidos

del poliqueto Nephtys cirrosa (35 ind·m-2; 16%) y del crustáceo Bathyporeia

elegans (25 ind·m-2; 11%).

Por último, en la estación 01 domina el poliqueto Capitella capitata (820

ind·m-2; 53%), seguido del molusco Mactra stultorum (360 ind·m-2; 23%).

Ningún otro taxón identificado alcanza al menos el 10% de la densidad

en ninguna de las cinco estaciones analizadas.



El cangrejo ermitaño Diogenes pugilator es un crustáceo decápodo que

ocupa conchas de caracolillos muertos para proteger su blando abdomen.

Suele habitar fondos donde hay acceso a carroña, en lugares de sustrato

blando cercanos a áreas de sustrato duro que

proveen este tipo de alimento (algas, animales

muertos, etc. que pueden ser arrastrados de las

zonas rocosas hacia zonas de sedimentación). Es

una especie indiferente a alteraciones ligeras del

medio, pero no soporta presiones importantes.

Imagen: Diogenes pugilator

http://www.glaucus.org.uk/Diogenese_PP.jpg

El crustáceo Bathyporeia elegans es un pequeño anfípodo (7 mm) no

pigmentado que suele encontrarse en sedimentos medios-gruesos (>150 µm

de tamaño medio de grano), con bajo contenido en limos (Degraer et al.,

2006). Su rango batimétrico abarca desde el submareal somero hasta los 40

m de profundidad. Su rango de distribución geográfica incluye las costas

europeas, el norte de África, Madeira y el archipiélago canario. En cuanto a

sus hábitos tróficos, es un depositívoro selectivo y se alimenta colocándose

boca abajo en una pequeña cavidad del sedimento

y separando la materia orgánica de los granos de

sedimento a los que se adsorbe (Holtmann et al.,

1996). Se considera sensible a la alteración del

medio.

Imagen: Bathyporeia elegans

http://upload.wikimedia.org/wikipedia/commons/1/12/Bathyporeia_elegans.jpg

El anélido poliqueto Nephtys cirrosa suele encontrarse enterrado en

sedimentos arenosos del nivel intermareal o en el submareal somero. Se

desplaza tanto excavando el sedimento como

nadando. Puede alcanzar hasta 10 cm de longitud.

Es una especie carnívora que se alimenta de

pequeños moluscos, crustáceos y poliquetos que

captura con su probóscide. Se considera una

especie indiferente a la alteración del medio.

Imagen: Nephtys cirrosa

http://wwwdelivery.superstock.com//WI/223/1566/200904/PreviewComp/SuperStock_1566-

462585.jpg

http://www.glaucus.org.uk/Diogenese_PP.jpg



El poliqueto Capitella capitata es un detritívoro subsuperficial no

selectivo que vive en sedimentos entre fangosos y arenosos, alimentándose

de materia orgánica, microorganismos y fitoplancton. Medra en sedimentos

hipóxicos e incluso anóxicos y con potenciales redox muy negativos, por lo

que se considera una especie oportunista de primer orden, indicadora de

polución orgánica y de medios bentónicos alterados

(Reish, 1959; Grassle y Grassle, 1974, 1976;

Planas y Mora, 1984), aunque también puede

alcanzar densidades importantes en medios no

contaminados (Muus, 1967; Wolff, 1973; Warren

1977).

Imagen: Capitella capitata

https://en.wikimedia.org/wiki/Capitella_capitata

Cumopsis fagei es un pequeño cumáceo (5-8 mm) que, aunque es

intermareal, también suele encontrarse en aguas someras. Su rango de

distribución geográfica incluye desde las costas de

las Islas Británicas hasta las de Marruecos. Los

cumáceos se alimentan de los microorganismos y

materia orgánica de los depósitos del fondo: las

especies que viven en arenas se alimentan

limpiando la parte orgánica de los granos de arena.

Es una especie que se considera indiferente a la

alteración del medio.

Imagen: Cumáceo

AZTI

Mactra stultorum es un molusco bivalvo que vive en el Mar Negro, en

las costas del Mediterráneo y en la costa oeste de

Europa, desde Noruega hasta la Península Ibérica,

llegando hasta Senegal. Este molusco vive en

fondos arenosos, a profundidades entre 5 y 30

metros. Es una especie considerada sensible al

enriquecimiento orgánico y presente en condiciones

no contaminadas.

Imagen: Mactra stultorum

https://upload.wikimedia.org/wikipedia/commons/2/27/Mactra_stultorum.jpg



En relación a los parámetros estructurales calculados (Tabla 7.3), se han

encontrado valores moderados en densidad (220-1560 ind·m-2) y riqueza

(15-21 taxones). Se trata de una zona con una población relativamente pobre

de macroinvertebrados bentónicos, donde la diversidad es baja-moderada

(1,4-3,45 bit·ind-1) y la equitabilidad baja-alta (0,34-0,88), reflejando la

mayor o menor dominancia de los cangrejos ermitaños de la especie D.

pugilator, del poliqueto C. capitata e incluso del crustáceo anfípodo B.

elegans. Esto podría deberse a que la estación está situada en un estrecho

paleocauce, encajado entre sustratos rocosos, donde la principal fuente de

alimento la constituye la carroña que proviene de las rocas, permitiendo la

proliferación de carroñeros del tipo de D. pugilator.

Tabla 7.3. Parámetros estructurales calculados en las estaciones del entorno del

emisario de Gorliz (GOR_SED_) en abril de 2015.

Parámetros Estación 01 02_N 02_S 02_NW 02_SW

Densidad (ind·m-2) 1560 450 220 440 1015

Riqueza (nº sp.) 21 18 15 21 18

Diversidad máxima (bit) 4,39 4,17 3,91 4,39 4,17

Diversidad (bit·ind-1) 2,31 3,32 3,45 3,39 1,41

Equitabilidad 0,53 0,80 0,88 0,77 0,34

Estos valores se ajustan, aproximadamente, a los que cabría esperar en

una comunidad de Tellina-Venus en la costa vasca (Borja et al., 2004). Sin

embargo, cabe resaltar una mayor densidad en las estaciones 01 y 02_SW en

comparación con el rango descrito por Borja et al. (2004). Por el contrario,

respecto a dicha comunidad, la riqueza es menor en todas las estaciones; y la

diversidad también es menor en las estaciones 01 y 02_SW (debido a la

elevada presencia de C. capitata en la primera estación y D. pugilator en la

segunda estación).



Además, no se han identificado las especies que dan nombre a la

comunidad, como son los moluscos bivalvos de los géneros Tellina y Venus.

Por el contrario, sí se han identificado otras muchas especies características

de la comunidad, como son los anélidos poliquetos Nephtys cirrosa, Capitella

capitata (especie dominante en 01), Glycera sp. y Dispio uncinata; los

crustáceos Diogenes pugilator (especie dominante en 02_N y 02_SW),

Cumopsis fagei, Urothoe brevicornis, Bathyporeia elegans (dominante en

02_NW) e Hippomedon denticulatus; el molusco bivalvo Mactra stultorum; y

el equinodermo Echinocardium cordatum.

La comunidad Tellina-Venus, donde se integrarían las muestras del

entorno del emisario de Gorliz, es habitual en el sudeste del Golfo de Vizcaya

encontrándose en fondos arenosos sublitorales, de entre 10 y 70 m de

profundidad (Borja et al., 2004).

7.4.2. Índices de calidad AMBI y M-AMBI

La clasificación en función del coeficiente biótico AMBI (Borja et al.,

2000) es de alteración nula para las estaciones 02_N y 02_NW, y alteración

ligera para las estaciones 01, 02_S y 02_SW (Tabla 7.4).

Tabla 7.4. Densidad relativa de cada uno de los grupos ecológicos (GE), en porcentaje, para cada una de las réplicas (a y b), AMBI por réplica y AMBI promedio para cada una de las estaciones muestreadas junto con la desviación típica correspondiente (S).

GOR_SED_ 01 02_N 02_S 02_NW 02_SW

Réplica a b a b a b a b a b

GE I 60,8 17,2 36,4 28,3 48,0 36,4 53,7 57,4 7,5 14,0

GE II 34,2 5,2 50,0 67,4 36,0 36,4 31,7 34,0 90,6 81,4

GE III 5,1 6,0 13,6 4,3 12,0 27,3 12,2 8,5 1,3 4,7

GE IV 0,0 0,4 0,0 0,0 4,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0

GE V 0,0 71,1 0,0 0,0 0,0 0,0 2,4 0,0 0,6 0,0

AMBI 0,665 4,545 1,159 1,141 1,080 1,364 0,988 0,766 1,434 1,360

AMBI promedio 2,605 1,150 1,222 0,877 1,397

S 2,744 0,013 0,201 0,157 0,052

Clasificación Alteración

ligera Alteración

nula Alteración

ligera Alteración

nula Alteración

ligera



El valor medio del coeficiente AMBI para las muestras (0,88-2,6) indica

la presencia de una comunidad empobrecida en algunos casos (AMBI=0,88-

1,15) y desequilibrada en otros (1,22-2,6) (Borja et al., 2000).

La calificación es compartida por la mayoría de las réplicas, donde el

estrecho rango en el que varían los valores de AMBI por muestra sugiere que

el resultado obtenido puede considerarse robusto (Tabla 7.4).

Como excepción, la estación 01 muestra una situación diferente, ya que

el valor del índice AMBI entre las dos réplicas resulta muy diferente: una de

ellas refleja una situación empobrecida y la otra una situación contaminada

(con alteración moderada). A pesar de ello, el test de Kruskal-Wallis llevado a

cabo para explorar las posibles diferencias entre los valores de AMBI

obtenidos en cada una de las estaciones indica ausencia de diferencias

significativas (χ2=3,382; gl=4; p=0,496).

Atendiendo al reparto entre grupos ecológicos (GE), destaca la elevada

dominancia de especies oportunistas de primer orden (GE V) en la estación

01 (71% de los efectivos) entre la casi ausencia de dicho grupo en el resto de

las estaciones: solamente aparecen en una réplica de las estaciones 02_NW y

02_SW (con 2,4% y 0,6% de efectivos, respectivamente). Las especies

oportunistas de segundo orden (GE IV) también son muy escasas: solo se

encuentran en una réplica de las estaciones 01 y 02_S (con 0,4% y 4% de los

efectivos, respectivamente).

Las especies tolerantes al enriquecimiento orgánico (GE III), aunque

están presentes en todas las réplicas, no presentan densidades relativas

dominantes (1-27% por réplica). Por el contrario, las especies indiferentes a

la alteración del medio, que se adscriben al GE II, dominan en el mismo

número de réplicas (5) que lo hacen las especies sensibles a la alteración del

medio (GE I): las primeras con densidades relativas de 5-92% y las segundas

con 8-61%.



En cuanto al índice M-AMBI, desarrollado por AZTI en respuesta a los

requerimientos de la Directiva Europea Marco del Agua (Muxika et al., 2007a)

y que integra las medidas de riqueza específica, diversidad de Shannon y

AMBI por medio de un análisis factorial, los resultados indican que la zona de

estudio presenta ‘Buen estado’ (M-AMBI=0,61-0,62 para las estaciones 01 y

02_SW) y ‘Muy buen estado’ (M-AMBI=0,81-0,86 para las estaciones 02_N,

02_S y 02_NW). Este índice está oficialmente aceptado por España como

herramienta para la evaluación de la calidad del bentos de sustrato blando de

fondos submareales costeros de las costas del Atlántico y del Cantábrico.

7.5. Discusión

En la presente campaña de 2015, los resultados obtenidos para el

entorno del punto de vertido de la EDAR de Gorliz indican la presencia de una

comunidad asimilable a la comunidad de Tellina-Venus descrita por Borja et

al. (2004) para sustratos arenosos submareales, entre 10 y 70 m de

profundidad, del sudeste del Golfo de Vizcaya.

Aunque en las muestras tomadas no se identificaron especies de los

géneros que dan nombre a la comunidad, y los valores de riqueza y

diversidad indicaban cierto empobrecimiento respecto a los rangos propuestos

por Borja et al. (2004), sí se encontraron otras muchas especies

características, algunas de ellas entre las especies dominantes en la zona de

estudio, como es el caso de Diogenes pugilator y Bathyporeia elegans.

Por otra parte, en la estación 01 (situada a unos 25 metros del punto de

vertido) se encontró una considerable cantidad de Capitella capitata; un

poliqueto de amplia distribución que cuando se presenta en elevadas

densidades es considerado como indicador de enriquecimiento orgánico. La

elevada dominancia de esta especie en la estación 01 provoca la disminución

del valor de diversidad. Esta especie no se había encontrado en esta estación

en años precedentes.



En cualquier caso, en relación al empobrecimiento detectado, es

importante señalar que los rangos presentados por Borja et al. (2004) se

calcularon a partir de muestras tomadas a 20-40 m de profundidad, mientras

que las muestras correspondientes al presente estudio se han tomado a

profundidades cercanas, e incluso inferiores a 20 m (Tabla 7.1). Además, los

rangos se calcularon a partir de muestras compuestas por 3 réplicas,

mientras que para el presente trabajo tan sólo se han tomado 2 réplicas, lo

cual puede hacer que se hayan subestimado los valores de riqueza y por

tanto, diversidad, respecto a los que se habrían calculado en caso de contar

con 3 réplicas por muestra.

Los valores de AMBI (0,88-2,60) indican la presencia de una comunidad

empobrecida-desequilibrada, correspondiente a una zona con alteración nula-

ligera, resultado habitual a lo largo de toda la costa vasca, incluso en zonas

alejadas de fuentes de impacto y no sometidas a presión antrópica conocida.

Además, excepto en una réplica de la estación 01 (a unos 25 metros del

punto de vertido) donde son dominantes (por la mencionada presencia de

Capitella capitata), destaca la escasez de especies oportunistas de primer

orden y de segundo orden (las primeras aparecen en 3 de las 10 réplicas

recogidas, y las segundas en 2). Por lo demás, la ausencia de diferencias

significativas entre estaciones indica que no existe una fuente de impacto a

partir de la cual vayan reduciéndose los valores del índice.

Con el fin de comparar los resultados obtenidos con los de una estación

control, se ha considerado la estación L-B10 de sedimentos, utilizada en la

“Red de Seguimiento del Estado Ecológico de las Aguas de Transición y

Costeras de la Comunidad Autónoma del País Vasco” de URA. Dicha estación

se localiza a 850 m del emisario de Gorliz y está situada sobre el mismo

paleocauce. En relación a ello, en la campaña de 2015 el valor de AMBI para

la estación L-B10 ha sido 1,31 (Borja et al., 2016), estando dentro del rango

encontrado en las estaciones del presente estudio.

Por último, el índice M-AMBI aprobado para la evaluación del bentos de

sustrato blando en fondos submareales costeros de las costas del Atlántico y

del Cantábrico, indica que las comunidades bentónicas del entorno del

emisario de Gorliz se encuentran en ‘Buen’ o ‘Muy buen estado’.



En definitiva, la situación general hace pensar que la presión ejercida por

el vertido es poco significativa y no provoca un impacto relevante sobre las

comunidades bentónicas de sustrato blando presentes en la zona de estudio.

Un análisis más detallado de los resultados indica una importante

presencia del poliqueto Capitella capitata en la estación 01, la más cercana al

punto de vertido (25 metros), lo cual posiblemente se deba a enriquecimiento

orgánico ocasionado por el vertido. Sin embargo, el hecho de que esta

estación se encuentre a menos de 50 metros del punto de vertido hace

asumible esta situación alterada. Además, dicho enriquecimiento parece ser

muy puntual, dado que es la primera vez en los tres años de estudio que se

ha identificado esta especie en el entorno del emisario y además, sólo en una

de las dos réplicas de esta estación.

8. Discusión general 87


8. DISCUSIÓN GENERAL

El presente estudio tiene como objetivo básico conocer el impacto

antrópico que tiene el vertido de la EDAR de Gorliz sobre los principales

componentes del ecosistema marino de su entorno. La descarga de las

aguas residuales tratadas se hace por medio de un emisario submarino y

tiene lugar en una zona costera expuesta.

Para cumplir dicho objetivo, se han estudiado las condiciones físico-

químicas del agua, las comunidades fitoplanctónicas, el sedimento y las

comunidades bentónicas de sustrato blando. Por otra parte, cada tres años

se evalúan también las comunidades bentónicas de sustrato duro (su

estudio se realizó en 2013 y volverá por tanto a efectuarse en 2016).

Además, se han aplicado índices que evalúan la calidad ecológica de manera

acorde con la Directiva 2000/60/CE (DMA).

Las muestras para el análisis de las variables del agua se tomaron sobre

el emisario, así como a diferentes distancias (200, 500 y 1000 m) en

estaciones que partieron de éste radialmente. Se realizaron cuatro campañas

entre marzo y octubre de 2015. Posteriormente, se compararon los

resultados obtenidos con los de una estación situada a unos 2 km mar

adentro, que puede ser utilizada como control (L-B10).

En la zona del emisario, los rangos y patrones de variación anual de la

temperatura y la salinidad fueron los característicos de la plataforma costera

del País Vasco. Además, la transparencia tendió a ser menor en invierno y

mayor en verano, lo que se corresponde con el ciclo típico de las aguas

costeras del País Vasco (Revilla et al., 2012).

Los cambios estacionales en la estructura térmica de la columna de agua

(mezcla invernal y estratificación estival) se ajustaron al patrón que

caracteriza los mares costeros templados. También se detectaron situaciones

con cierto grado de estratificación salina, que reflejaron los aportes

continentales a la costa procedentes de los ríos. La zona del emisario de

Gorliz presentó una profundidad heterogénea (8-32 m). Este factor, y

posiblemente la posición de las estaciones respecto a la pluma del Butroe (río

muy cercano), influyó en el grado de mezcla vertical de las mismas, así como

en su contenido de agua dulce. La estación más cercana al emisario no se vio

generalmente más afectada que el resto por los aportes de agua dulce.



Las condiciones meteorológicas en las cuencas hidrográficas cercanas

(precipitaciones y consiguiente aumento del caudal fluvial) influyeron en las

variables físico-químicas del agua en la zona del emisario. Sin embargo, al

contrario que en los estuarios del País Vasco, donde los cambios en las

condiciones del agua suelen ser muy destacables y a corto plazo (menos de

una semana), en zonas costeras abiertas (como es el caso del entorno del

emisario de Gorliz) el forzamiento meteorológico actúa a una escala espacial y

temporal más amplia.

Hay que concluir, por lo tanto, que los factores océano-meteorológicos

(aportes fluviales, oleaje y corrientes) influyeron notablemente en las

condiciones físico-químicas del agua del entorno del emisario de Gorliz. No

obstante, las variables medidas en el agua generalmente se mantuvieron en

rangos muy estrechos, lo que refleja la capacidad que presenta la costa para

diluir y dispersar los aportes continentales.

Las diferencias encontradas en las condiciones físico-químicas del agua

entre los valores medios de la estación de referencia (L-B10) y los del entorno

del emisario fueron muy leves para la mayoría de las variables (por ejemplo,

pH, oxígeno y nutrientes). Únicamente se apreciaron diferencias algo más

notables en el caso de las variables ópticas, que indicaron menor

transparencia de las aguas en la zona cercana al vertido.

Según el índice utilizado para evaluar la calidad físico-química en las

aguas de superficie, integrando las variables tróficas, ópticas y el porcentaje

de saturación de oxígeno, el estado resultó en la categoría de ‘Muy Bueno’ en

el 100% de las muestras. Con ello, se puede afirmar que la zona del entorno

del emisario de Gorliz en su totalidad cumplió con los objetivos de calidad

físico-química exigidos por la DMA.

En cuanto a las comunidades de fitoplancton, se estudiaron en superficie

en tres estaciones situadas a 200 m del emisario. Desde el comienzo del

seguimiento, la abundancia y composición taxonómica ha sido muy similar

entre las estaciones cercanas al emisario de Gorliz y la estación control (L-

B10). En ambas zonas pueden encontrarse esporádicamente picos de

abundancia de varios millones de células por litro (el máximo hasta ahora se

ha encontrado en la estación GOR_FITO_02_SW, con 4,5·106 células l-1 en

primavera de 2014).



En esta zona las diatomeas suelen ser un componente importante en

términos de abundancia relativa y como formadores de “blooms”. También las

criptofíceas han mostrado ocasionalmente valores cercanos al límite de

400·103 células·l-1, que es el umbral utilizado en el Cantábrico para definir una

floración (BOE, 2015).

En 2015 se detectaron algunas especies potencialmente tóxicas. Pueden

citarse varios dinoflagelados (Alexandrium sp., Gonyaulax spinifera,

Dinophysis spp. y Phalacroma rotundatum); también, la diatomea Pseudo-

nitzschia spp. Estas especies suponen riesgo de intoxicación por consumo de

marisco (ya que las toxinas son acumuladas por los bivalvos filtradores), pero

hay que tener en cuenta que son de amplia distribución y pueden estar

presentes en aguas de muy buena calidad físico-química. También se

observaron algunas especies potencialmente nocivas para la fauna marina

(como los dinoflagelados Tripos spp. y Karenia sp., y las diatomeas

Thalassiosira spp.). Dichas especies se mantuvieron en las concentraciones

que son las habituales para éstas a lo largo de la costa vasca.

La concentración de clorofila (que sirve como aproximación a la biomasa

fitoplanctónica) puede considerarse baja en el entorno del emisario de Gorliz,

estando en el rango habitual de las aguas costeras del Cantábrico Oriental

(generalmente inferior a 3 µg l-1). Esto es acorde con la abundancia celular y

deriva también de las especies de pequeño tamaño que normalmente

componen la comunidad en esta zona costera.

Todo lo anterior nos lleva a concluir que no existe un riesgo de

eutrofización importante en el entorno del emisario de Gorliz, lo cual es

coherente con la ya mencionada alta capacidad de dilución y dispersión que

tienen las aguas costeras de la plataforma del Cantábrico sobre los aportes

alóctonos (Valencia et al., 2004).

En cuanto al sedimento de las estaciones cercanas al emisario, se vio

que era predominantemente arenoso con un tamaño medio de arenas finas

y medias. En la estación más próxima al emisario se observan mayores

valores de demanda química de oxígeno y nitrógeno orgánico, y menores

valores de potencial redox. Esto puede estar relacionado con el aporte de

materia orgánica del emisario.



La estructura taxonómica en las comunidades del bentos de sustrato

blando encontrada en 2015 se asemeja a la que cabría esperar en sedimentos

arenosos no alterados o poco alterados, donde resulta habitual la dominancia

en densidad de anélidos y artrópodos. Además, como suele ser habitual en

este tipo de comunidad, también estuvieron presentes los moluscos.

Debe mencionarse la aparición, por primera vez en los planes de

vigilancia de esta zona, del anélido poliqueto Capitella capitata. Aunque

aparece en elevada densidad, lo cual podría ser consecuencia de un

enriquecimiento orgánico, sólo lo hace en una de las réplicas de la estación

más cercana al emisario (estación 01, a unos 25 metros del vertido).

Teniendo en cuenta la composición taxonómica y los parámetros

estructurales (densidad, riqueza, diversidad y equitabilidad) la comunidad

bentónica de sustrato blando en las estaciones del entorno del emisario de

Gorliz corresponde a Tellina-Venus. Esta comunidad es común en los fondos

arenosos sublitorales, entre 10 y 70 m de profundidad, del sudeste del Golfo

de Vizcaya (Borja et al., 2004). Aunque se detecta cierto empobrecimiento de

la comunidad del bentos de sustrato blando en las estaciones del entorno del

emisario de Gorliz, en ello podría influir el hecho de que estén localizadas en

un estrecho paleocauce, en el que el aporte de carroña procedente de los

afloramientos rocosos próximos favorecería la dominancia de especies

carroñeras.

El índice AMBI indica que todas las estaciones presentan ‘Alteración

Ligera’ o ‘Nula’, calificación habitual en la costa vasca. Además, a excepción

de la dominancia de especies oportunistas de primer orden en una única

réplica, destaca su escasa presencia en el resto de las réplicas, así como la de

oportunistas de segundo orden.

El índice M-AMBI, aprobado para la evaluación del bentos de sustrato

blando en fondos submareales costeros de las costas del Atlántico y del

Cantábrico, indica que las comunidades bentónicas del entorno del emisario

se encuentran en ‘Buen estado’ en 2 de las 5 estaciones muestreadas, y en

‘Muy buen estado’ en las restantes 3 estaciones.

Todo lo anterior hace pensar que la presión ejercida por el vertido no

provoca alteraciones significativas en las comunidades bentónicas de sustrato

blando presentes en la zona de estudio.

9. Conclusiones 91


9. CONCLUSIONES

En cuanto a la calidad de las aguas, a la vista de los resultados

obtenidos en este informe, se puede concluir que el medio receptor de la

EDAR de Gorliz cumple con los objetivos de la Directiva Marco del Agua

(DMA) en 2015. Las diez estaciones muestreadas en el entorno del emisario

presentaron un estado físico-químico ‘Muy bueno’ según el índice IC-EFQ.

Además, en el área de estudio no se observaron crecimientos masivos

de microalgas que causaran efectos no deseados sobre los ecosistemas (esto

es, hipoxia y/o aumento significativo de la turbidez). Las comunidades

fitoplanctónicas en la zona cercana al emisario (200 m) mostraron una

estructura taxonómica similar a las de una estación de referencia situada 2

km mar adentro. La abundancia celular ha sido ocasionalmente más alta en

algunas estaciones cercanas al emisario, pudiendo deberse a factores

naturales como es su cercanía a la bahía de Plentzia donde el tiempo de

residencia del agua es mayor que en mar abierto. En todo caso, dichas

abundancias no produjeron problemas en el ecosistema y no pueden ser

asociadas a procesos de eutrofización.

Los sedimentos en el entorno del emisario presentaron un patrón de

variabilidad espacial en potencial redox, demanda química de oxígeno y

nitrógeno, que indica cierto enriquecimiento orgánico relacionado con el

emisario. Sin embargo, las comunidades bentónicas que habitan estos

sedimentos han mostrado en 2015 un ‘Buen’ o ‘Muy buen’ estado,

cumpliéndose los objetivos de la DMA. Se concluye, por lo tanto, que el

vertido no provoca un impacto relevante sobre las comunidades bentónicas

de sustrato blando presentes en el entorno del emisario.

En síntesis, los resultados obtenidos en los diferentes elementos del

ecosistema (condiciones físico-químicas del agua, características generales

del sedimento, comunidades del fitoplancton y del bentos de sustrato

blando) son coherentes entre sí e indican que el vertido de la EDAR de

Gorliz produce un impacto asumible en el medio receptor. Dicho impacto no

produce alteraciones ecológicas relevantes en la masa de agua del entorno

de la EDAR.

10. Bibliografía 93


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11. Anexos 100


11. ANEXOS

11.1. Comunidades de fitoplancton

Tabla 11.1. Taxones fitoplanctónicos y su densidad (en células·l-1) en las muestras

tomadas en superficie de la estación GOR_AGUA_02_NE. Se indican también los

órdenes jerárquicos superiores. CHLRO.: Chlorophyta; OCHRO.: Ochrophyta.

Phylum Clase/Familia Taxón 23/03/2015 02/06/2015 19/08/2015 22/10/2015

CHLORO. Prasinophyceae Pyramimonas sp. 2.124 4.248 46.728 97.704

Tetraselmis sp. 1.062 118.944

Ulvophyceae Oltmannsiellopsis sp. 20

OCHRO. Bacillariophyceae Asterionellopsis glacialis sp. compl. 1.600

CENTRALES ≤10 µm 16.992

Cerataulina pelagica 1.275 2.124

Chaetoceros affinis 850

Chaetoceros atlanticus 4.248

Chaetoceros compressus/contortus 6.372

Chaetoceros costatus 10.620

Chaetoceros curvisetus 240 24.426

Chaetoceros crinitus 28.674

Chaetoceros danicus 20

Chaetoceros decipiens/lorenzianus 480 17.417 11.682

Chaetoceros pseudocurvisetus 1.275 28.674

Chaetoceros salsugineus 520 16.992

Chaetoceros socialis 43.542

Chaetoceros sp. (unicelular) 2.124

Chaetoceros (Chaetoceros) spp. 1.275

Chaetoceros (Hyalochaete) spp. 4.248 3.400 240 45.666

Dactyliosolen blavyanus 850

Dactyliosolen fragilissimus 7.434

Dactyliosolen phuketensis 3.186

Guinardia delicatula 2.763 18.054

Guinardia flaccida 425

Guinardia striata 3.186

Hemiaulus sp. 425

Lauderia annulata 2.550 2.338

Leptocylindrus convexus 5.950 23.364

Leptocylindrus danicus/hargravesii 850 638 9.558

Leptocylindrus minimus 2.338

Licmophora sp. 20 213

Lithodesmium undulatum 80

Meuniera membranacea 213

Nitzschia longissima 2.124 80 425 1.062

11. Anexos 101


Tabla 11.1 (cont.). Taxones fitoplanctónicos y su densidad (en células·l-1) en las

muestras tomadas en superficie de la estación GOR_AGUA_02_NE. Se indican

también los órdenes jerárquicos superiores. OCHRO.: Ochrophyta; CRYPTO.:

Cryptophyta; DINO.: Dinophyta.


OCHRO. Bacillariophyceae PENNALES ≤10 μm 2.124 20

PENNALES 10-50 μm 8.496 4.248 8.496 4.248

Proboscia alata 850 19.116

Pseudo-nitzschia galaxiae 2.975 1.913

Pseudo-nitzschia multistriata 1.063 4.038

Pseudo-nitzschia sp. >3 µm 20 25.925 425 14.868

Pseudo-nitzschia sp. <3 µm 20 11.894 2.338 50.976

Rhizosolenia setigera 1.062

Rhizosolenia spp. 20 20

Skeletonema sp. 2 μm 12.744 50.976

Skeletonema sp. 5-10 μm 400 200 20 1.488

Thalassionema nitzschioides 4.888

Thalassiosira cf. mediterranea 360 160 4.463

Thalassiosira sp. (cadena <10 µm) 316.476 1.062

Thalassiosira sp. (cadena 10-20 µm) 10.620 35.046

Thalassiosira sp. (cadena >20 µm) 160

Thalassiothrix longissima 20

Dictyochophyceae Apedinella spinifera 8.496

Dictyocha fibula 213 213

Dictyocha speculum 20

CRYPTO. Cryptophyceae CRYPTOPHYCOPHYTA 5-10 µm 1.062 63.720

Hemiselmis spp. 16.992

Plagioselmis spp. 1.062 118.944 399.312 152.928

Teleaulax amphioxeia 2.124 8.496 8.496

Teleaulax gracilis 2.124 33.984 21.240

Teleaulax minuta 21.240

Teleaulax spp. 8.496 4.248

DINO. Dinophyceae DINOPHYCEAE (THECATA) ≤20 μm 1.062

Goniodoma polyedricum 20

Gonyaulax polygramma 20

Gonyaulax spinifera 213

GYMNODINIALES ≤20 μm 9.558 23.364 38.232 12.744

Gyrodinium cf. flagellare 8.496 12.744 46.728

Gyrodinium sp. 20-50 μm 4.248 2.124

Gyrodinium sp. >50 μm 20 20 425

Heterocapsa sp. 8.496 46.728 8.496

Katodinium sp. 20 2.124 213

cf. Levanderina fissa 20

11. Anexos 102



muestras tomadas en superficie de la estación GOR_AGUA_02_NE. Se indican

también los órdenes jerárquicos superiores. DINO.: Dinophyta; EUGLEN.:

Euglenophyta; HAPTO.: Haptophyta.


DINO. Dinophyceae Mesoporos perforatus 213

Oxytoxum gracile 20 20

Oxytoxum tesselatum 20

Peridinium quinquecorne 20

Pronoctiluca pelagica 80

Prorocentrum cordatum 20 20

Prorocentrum dentatum 20

Prorocentrum micans 40 1.913

Prorocentrum triestinum 213 20

Protoceratium reticulatum 20 20

Protoperidinium bipes 20 20

Protoperidinium diabolum 20

Protoperidinium steinii 20 213

Protoperidinium sp. 20 213

Scrippsiella group 850 20

Torodinium robustum 213

Tripos azoricum 20

Tripos fusus 20

Tripos horridum 20 20 20

EUGLEN. Euglenophyceae Eutreptiella eupharyngea 20 1.913 6.372

Rapaza viridis 213

HAPTO. Prymnesiophyceae Chrysochromulina/Imantonia/Phaeocystis 26.550 101.952 186.912 233.640

Chrysochromulina lanceolata 213

Phaeocystis globosa 3.400

OTROS Autótrofos y heter. Formas sin identificar (≤10 μm) 36.108 44.604 288.864 97.704

Ciliados autótrofos Mesodinium sp. 7.434

Nano. heterótrofos Leucocryptos sp. 4.248 1.062 4.248 12.744

Telonema sp. 1.062 1.062 2.124

11. Anexos 103



tomadas en superficie de la estación GOR_AGUA_02_NW. Se indican también los



CHLORO. Prasinophyceae Pyramimonas sp. 42.480 84.960

Tetraselmis sp. 2.124 152.928 8.496

OCHRO. Bacillariophyceae Asterionellopsis glacialis sp. compl. 160

Cerataulina pelagica 20 2.124


Chaetoceros atlanticus 638

Chaetoceros compressus/contortus 320

Chaetoceros curvisetus 1.274 11.682



Chaetoceros decipiens/lorenzianus 13.594 1.062

Chaetoceros pseudocurvisetus 5.738 7.225

Chaetoceros salsugineus 8.496



Chaetoceros (Chaetoceros) spp. 1.913

Chaetoceros (Hyalochaete) spp. 638 840 86.022

Corethron hystrix 40

Dactyliosolen blavyanus 1.062



Detonula pumila 213

Eucampia zodiacus 160 160

Guinardia delicatula 440 3.613 11.682


Hemiaulus sp. 20

Lauderia annulata 638 850


Leptocylindrus danicus/hargravesii 638 20 6.372

Leptocylindrus minimus 15.549

Lithodesmium undulatum 40

Melosira moniliformis 120

Melosira varians 80


Nitzschia longissima 20 213 1.275 425

PENNALES ≤10 μm 2.124 12.744

PENNALES 10-50 μm 16.992 4.248 20

Proboscia alata 80 213 5.310

11. Anexos 104



muestras tomadas en superficie de la estación GOR_AGUA_02_NW. Se indican


Cryptophyta; DINO.: Dinophyta;


OCHRO. Bacillariophyceae Pseudo-nitzschia galaxiae 1.913 5.310

Pseudo-nitzschia multistriata 1.488

Pseudo-nitzschia sp. >3 µm 440 16.992 4.888 32.922

Pseudo-nitzschia sp. <3 µm 240 9.346 425 47.790

Rhizosolenia setigera 80

Rhizosolenia spp. 160 20

Skeletonema sp. 2 μm 12.744 33.984

Skeletonema sp. 5-10 μm 20 160 4.888

Thalassionema nitzschioides 240 2.338

Thalassiosira cf. mediterranea 7.222 850 1.000

Thalassiosira rotula 240

Thalassiosira sp. (cadena <10 µm) 47.600

Thalassiosira sp. (cadena 10-20 µm) 4.673 17.892

Thalassiosira sp. (cadena >20 µm) 2.338

Thalassiothrix longissima 40 1.062

Trigonium alternans 120

Chrysophyceae Dinobryon faculiferum 20

Dictyochophyceae Apedinella spinifera 4.248 2.124

Dictyocha fibula 80 425

Pedinellales 4.248 20

Xanthophyceae Meringosphaera mediterranea 4.248

CRYPTO. Cryptophyceae CRYPTOPHYCOPHYTA 5-10 µm 80.712


Plagioselmis spp. 95.580 276.120 97.704



Teleaulax spp. 29.736

DINO. Dinophyceae Alexandrium sp. 40

Dinophysis acuminata 20

Dinophysis cf. ovum 213 20



GYMNODINIALES >20 μm 4.248

Gyrodinium cf. flagellare 8.496 55.224

Gyrodinium sp. >50 μm 40 40 213 213

Heterocapsa sp. 16.992 33.984 4.248

Karenia sp. 20

Katodinium sp. 2.124 2.124 20

11. Anexos 105



muestras tomadas en superficie de la estación GOR_AGUA_02_NW. Se indican




DINO. Dinophyceae cf. Levanderina fissa 20

Mesoporos perforatus 20

Oxytoxum gracile 213 20

Oxytoxum sphaeroideum 213

Phalacroma rotundatum 20


Prorocentrum cordatum 2.124 1.062

Prorocentrum dentatum 20

Prorocentrum micans 425 1.913

Prorocentrum triestinum 425

Protoceratium areolatum 20

Protoperidinium bipes 2.124 20

Protoperidinium diabolum 20

Scrippsiella group 2.124 4.248

Tripos candelabrum 20

Tripos furca 120

Tripos fusus 20 20

EUGLEN. Euglenophyceae Eutreptiella eupharyngea 425 4.463 638

Rapaza viridis 1.063


Phaeocystis globosa 40


Ciliados autótrofos Mesodinium sp. 425 850

Nano. heterótrofos Leucocryptos sp. 8.496 8.496

Telonema sp. 4.248

11. Anexos 106



tomadas en superficie de la estación GOR_AGUA_02_SW. Se indican también los



CHLORO. Prasinophyceae Pyramimonas sp. 21.240 33.984

Tetraselmis sp. 2.124 2.124 59.472 8.496

Ulvophyceae Oltmannsiellopsis sp. 4.248

OCHRO. Bacillariophyceae Asterionellopsis glacialis sp. compl. 140

Bacteriastrum sp. 20

Cerataulina pelagica 638 3.186


Chaetoceros atlanticus 1.594

Chaetoceros compressus/contortus 797

Chaetoceros curvisetus 6.372



Chaetoceros decipiens/lorenzianus 25.925 5.310

Chaetoceros didymus 20

Chaetoceros pseudocurvisetus 240 8.496

Chaetoceros salsugineus 80


Chaetoceros teres/lauderi 20


Chaetoceros (Hyalochaete) spp. 800 638 39.294

Dactyliosolen blavyanus 531



Guinardia delicatula 1.488 37.170

Guinardia flaccida 160 266


Lauderia annulata 200 20 2.124


Leptocylindrus danicus/hargravesii 1.700 21.240

Leptocylindrus minimus 800

Licmophora sp. 213

Melosira moniliformis 160

Melosira varians 80


Nitzschia longissima 2.124 213 850 266

Odontella mobiliensis 266

PENNALES ≤10 μm 2.124 8.496

PENNALES 10-50 μm 16.992 2.124 20

PENNALES >50 μm 2.124

11. Anexos 107



muestras tomadas en superficie de la estación GOR_AGUA_02_SW. Se indican


Cryptophyta; DINO.: Dinophyta;


OCHRO. Bacillariophyceae Proboscia alata 8.496

Pseudo-nitzschia galaxiae 3.188 9.558

Pseudo-nitzschia multistriata 425 531

Pseudo-nitzschia sp. >3 µm 1.062 21.665 425 22.302

Pseudo-nitzschia sp. <3 µm 6.797 43.542

Rhizosolenia setigera 797

Skeletonema sp. 2 μm 16.992

Skeletonema sp. 5-10 μm 10.620 850 1.080

Thalassionema nitzschioides 7.434

Thalassiosira cf. mediterranea 2.832 797

Thalassiosira sp. (cadena <10 µm) 182.664

Thalassiosira sp. (cadena 10-20 µm) 9.558 425 30.798

Thalassiosira sp. (cadena >20 µm) 10.620

Thalassiothrix longissima 531

Dictyochophyceae Apedinella spinifera 8.496 4.248

Dictyocha fibula 20

Dictyocha speculum 213

Xanthophyceae Meringosphaera mediterranea 2.124

CRYPTO. Cryptophyceae CRYPTOPHYCOPHYTA 5-10 µm 4.248 20 38.232


Plagioselmis spp. 2.124 53.100 297.360 165.672



Teleaulax minuta 21.240

Teleaulax spp. 25.488

DINO. Dinophyceae Alexandrium sp. 638

Ceratocorys armata 20

Dinophysis acuminata 40

Dinophysis cf. ovum 20

Goniodoma polyedricum 20



GYMNODINIALES >20 μm 1.062

Gyrodinium cf. flagellare 20 2.124 16.992

Gyrodinium sp. >50 μm 20 40

Heterocapsa sp. 2.124 21.240 4.248

11. Anexos 108



muestras tomadas en superficie de la estación GOR_AGUA_02_SW. Se indican




DINO. Dinophyceae Karenia sp. 20

Mesoporos perforatus 1.062 1.062

Oxytoxum gracile 213

Peridinium quinquecorne 40


Prorocentrum cordatum 20

Prorocentrum dentatum 20 1.062

Prorocentrum micans 638

Prorocentrum triestinum 20 20

Protoperidinium bipes 1.418

Protoperidinium diabolum 20 20

Protoperidinium sp. 20 213

Scrippsiella group 213 8.496 531

Torodinium robustum 80 20

Tripos furca 40 40

Tripos horridum 20

EUGLEN. Euglenophyceae Eutreptiella eupharyngea 20 2.125 4.248

Rapaza viridis 638


Chrysochromulina lanceolata 20


Ciliados autótrofos Mesodinium sp. 20 7.434

Nano. heterótrofos Leucocryptos sp. 2.124 4.248 4.248 4.248

Telonema sp. 21.240 20

11. Anexos 109


11.2. Comunidades del bentos de sustrato blando

Tabla 11.4. Listado de los datos brutos de abundancia para cada una de las dos

réplicas (a y b) y densidad (para el total), en la estación GOR_SED_01.

a (nº ind) b (nº ind) TOTAL (ind·m-2)

PHYLUM ANNELIDA

Nephtys cirrosa 6 9 75

Spio decoratus 1 14 75

Dispio uncinata 3 15

Magelona filiformis 1 2 15

Capitella capitata 164 820

Lagis koreni 1 5

Oligochaeta 1 5

PHYLUM MOLLUSCA

Nassarius reticulatus 1 5

Mactra stultorum 37 35 360

PHYLUM ARTHROPODA

Gastrosaccus sanctus 1 5

Cumopsis fagei 12 2 70

Eurydice truncata 1 5

Atylus falcatus 5 25

Ampelisca brevicornis 2 10

Urothoe pulchella 1 5

Bathyporeia elegans 1 5

Hippomedon denticulatus 2 10

Pontocrates arenarius 3 15

Decapoda (larva) 1 5

Diogenes pugilator 4 1 25

Corystes cassivelaunus 1 5

11. Anexos 110



réplicas (a y b) y densidad (para el total), en la estación GOR_SED_02_N.


PHYLUM ANNELIDA


Glycera sp. 1 5

Dispio uncinata 4 2 30

Scolelepis sp. 1 5

Scolelepis bonnieri 1 5

Magelona filiformis 1 5

Magelona johnstoni 1 5

PHYLUM MOLLUSCA


PHYLUM ARTHROPODA

Gastrosaccus sanctus 3 4 35

Gastrosaccus lobatus 2 10


Eurydice truncata 1 1 10

Urothoe brevicornis 1 5

Bathyporeia elegans 4 7 55

Synchelidium maculatum 1 5

Philocheras trispinosus 1 5


PHYLUM ECHINODERMATA

Echinocardium cordatum 1 5

11. Anexos 111



réplicas (a y b) y densidad (para el total), en la estación GOR_SED_02_S.


PHYLUM NEMERTEA

Nemertea 2 10

PHYLUM ANNELIDA

Pisione remota 7 35

Microphthalmus pseudoaberrans 1 5


Nematonereis unicornis 1 5

Spio sp. 1 5

Dispio uncinata 3 15

Chaetozone gibber 1 5

PHYLUM ARTHROPODA

Copepoda 5 3 40

Gastrosaccus roscoffensis 1 5

Eocuma dollfusi 1 5

Eurydice spinigera 3 15




11. Anexos 112



réplicas (a y b) y densidad (para el total), en la estación GOR_SED_02_NW.


PHYLUM NEMERTEA

Nemertea 1 1 10

PHYLUM ANNELIDA


Paradoneis armata 1 5

Spio sp. 1 1 10

Dispio uncinata 1 5

Scolelepis bonnieri 1 5

Magelona filiformis 1 5



Mediomastus fragilis 1 5

PHYLUM MOLLUSCA


Abra alba 1 5

PHYLUM ARTHROPODA

Gastrosaccus sanctus 1 5


Eurydice spinigera 1 5

Eurydice truncata 1 1 10

Atylus falcatus 1 5





11. Anexos 113



réplicas (a y b) y densidad (para el total), en la estación GOR_SED_02_SW.


PHYLUM ANNELIDA

Platynereis dumerilii 1 5


Paradoneis armata 1 5

Spio decoratus 1 5

Scolelepis sp. 1 5

Magelona filiformis 1 1 10



PHYLUM MOLLUSCA


PHYLUM ARTHROPODA

Gastrosaccus sanctus 1 1 10

Haplostylus normani 1 5

Cumopsis fagei 2 10

Urothoe pulchella 1 5



Pontocrates arenarius 1 5

Processa sp. 1 5


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