red de seguimiento del estado ecológico de los ríos de · pdf filesegún...

Informe de resultados. Campaña 2005. Metodología

Página 3 de 760 © UTE Ondotek II para Departamento de Medio Ambiente y Ordenación del Territorio. Dirección de Aguas

RED DE SEGUIMIENTO DEL ESTADO ECOLÓGICO DE LOS RÍOS DE LA

COMUNIDAD AUTÓNOMA DEL PAÍS VASCO

TOMO 1: METODOLOGÍA

Bilbao, Mayo 2006



ÍNDICE

TOMO 1: METODOLOGÍA..................................................................................................3 1.1. INTRODUCCIÓN.................................................................................................................... 5 1.2. ESTACIONES DE MUESTREO .......................................................................................... 12 1.3. CONDICIONES DE MUESTREO ........................................................................................ 19 1.4. INDICADORES BIOLÓGICOS............................................................................................ 21

1.4.1 Macroinvertebrados bentónicos.......................................................................................... 23 1.4.2 Fauna ictiológica.................................................................................................................. 32 1.4.3 Vida vegetal asociada al medio acuático. .......................................................................... 40

Clorofila y fitoplancton en aguas corrientes (perifiton) .................................................................................40 Clorofila y fitoplancton en embalsamientos ..................................................................................................44 Macrófitos........................................................................................................................................................46

1.5. INDICADORES QUÍMICOS Y FÍSICO-QUÍMICOS QUE AFECTAN A LOS

INDICADORES BIOLÓGICOS............................................................................................ 49 1.6. INDICADORES DE CALIDAD HIDROMORFOLÓGICOS QUE AFECTAN A LOS

INDICADORES BIOLÓGICOS............................................................................................ 63 1.7. CALIFICACIÓN DEL ESTADO ECOLÓGICO ................................................................... 69 1.8. REFERENCIAS ....................................................................................................................70 1.9. ANEXO 1. LOCALIZACIÓN DE LAS ESTACIONES DE MUESTREO................................................. 73 1.10. ANEXO 2.- ECOTIPOS SEGÚN SISTEMA A Y PROPUESTA SISTEMA COMBINADO ..................... 75



1.1. INTRODUCCIÓN

EQUIPO DE TRABAJO

El informe que se presenta aquí, correspondiente al informe de resultados de la campaña 2005 de la “Red de Seguimiento del Estado Ecológico de los Ríos de la Comunidad

Autónoma del País Vasco” ha sido realizado por un equipo multidisciplinar compuesto de las siguientes personas:

Dirección y coordinación del trabajo (Gobierno Vasco):

D. Tomás Epalza Solano (Director de Aguas)

D. José Mª Sanz de Galdeano Equiza (Responsable de Planificación Hidrológica)

D. J. Alberto Manzanos Arnaiz (Responsable de Planificación y Saneamiento. Director de la Asistencia Técnica)

Autores:

Dra. Begoña García de Bikuña (Anbiotek) Coordinador del Proyecto por parte de la UTE Anbiotek- Ondoan

D. Alberto Agirre (Anbiotek)

D. José Mª Blanco (Ondoan)

Dña. Henar Fraile (Anbiotek)

D. Jokin Lapaza (Ondoan)

D. José Manuel Leonardo (Anbiotek)

Dña. Eva López (Anbiotek)

Dña. Maite Moso (Anbiotek)

D. Jesús Arrate (Anbiotek)

Dña. Olga Moreno (Ondoan)

Dña. Laura Moreno (Ondoan)

Colaboradores:

Dra. Marina Aboal (U. de Murcia) Fundación Gaiker (Analítica fisicoquímica)

Nota: este informe debe ser citado de la manera siguiente:

B. García de Bikuña, A. Agirre, J. Arrate, J.Mª Blanco; H. Fraile, J. Lapaza, J.M. Leonardo, E. López; Olga Moreno, L. Moreno, M. Moso, A. Manzanos, 2006. Red de Seguimiento del Estado Ecológico de los Ríos de la Comunidad Autónoma del País Vasco.2005 Informe de la UTE Anbiotek- Ondoan para la Dirección de Aguas del Departamento de Ordenación del Territorio y Medio Ambiente, Gobierno Vasco.

(la cita de cada tomo por separado se hará igual, incluyendo el nombre de la Unidad Hidrológica, el número del tomo y su número de páginas)



AGRADECIMIENTOS

Este trabajo, complejo en cuanto a los medios estudiados, las matrices analizadas, la gestión de los datos, y la interpretación multidisciplinar de los resultados, sólo ha sido posible mediante la coordinación de numerosos medios materiales y, sobre todo, humanos, que incluyen desde personal de muestreo, analistas de laboratorio, becarios en prácticas, administrativos, técnicos de la administración etc., a todos ellos nuestro agradecimiento por su labor fundamental.

En particular, especialmente laborioso e interesante a nivel científico y técnico ha sido el desarrollo de una metodología específica para la determinación del Estado ecológico. Esta metodología, novedosa y útil, se comenzó a gestar en pasadas ediciones de la Red de vigilancia y a lo largo de este proyecto se ha materializado, después de modificaciones sucesivas fruto de su aplicación y mejora, en un protocolo en fase de publicación.

Dentro de esta metodología, la determinación del estado fisicoquímico que interviene en la determinación del estado ecológico, es una aportación importante dada la inexistencia de otros acercamientos a este problema (también en fase de publicación) y ha sido posible gracias a la colaboración entre los técnicos de la UTE y los técnicos de la administración responsable del proyecto.

ESTRUCTURA DEL INFORME

Este informe de la “Red de Seguimiento del Estado Ecológico de los Ríos de la Comunidad Autónoma del País Vasco”, correspondiente al año 2005, se ha estructurado en 22 tomos.

Un primer tomo que recoge los apartados metodológicos, tanto de muestreo, como de analítica e interpretación de los datos. Dada la individualización de esta red de las dos precedentes, en que el objeto del estudio eran las masas de agua, se ha considerado oportuno establecer la metodología utilizada en Ríos como si se partiera de cero, aunque se haga referencia en ocasiones al informe de 2002 (Borja et al.,

2003), dado que en ese informe se establecieron numerosas bases de la metodología actual.

Luego vienen 21 tomos de diferente tamaño, que corresponden a cada una de las 21 unidades hidrológicas, con los resultados de cada una de las cuencas así como la calificación de su estado ecológico en 2005.

Además, los datos brutos, obtenidos a lo largo del estudio, se encuentran recogidos en la Base de Datos de la Red. Con objeto de economizar papel no se han incluido éstos en el informe en papel, pero sí se incluyen en el CD-ROM que lo acompaña. Al igual que sucedió en años anteriores, este nuevo informe podrá estar disponible en PDF en Internet, en la página Web del Departamento de Ordenación del Territorio y Medio Ambiente.

ANTECEDENTES Y OBJETIVOS

Entre sus competencias, la Administración Autónoma Vasca tiene la de elaborar la Planificación Hidrológica en el ámbito de las cuencas intracomunitarias. Además según el Reglamento de la Administración Pública del Agua y de la Planificación Hidrológica aprobado por el Real Decreto 92711989 de 29 de julio, las comunidades autónomas pueden participar en la elaboración y revisión de los Planes Hidrológicos de sus cuencas intercomunitarias por medio de su representación en el Consejo del Agua de la cuenca.

Según lo definido en la Ley de Aguas la planificación hidrológica tendrá por objetivo general “conseguir el buen estado ecológico del dominio público hidráulico”, para lo cual es preciso conocer y cual es la situación de estado ecológico actual y cuales son los factores que distorsionan el objetivo a alcanzar de “buen estado”.

A la Dirección de Aguas de la Viceconsejería de Medio Ambiente, le corresponde el análisis y control de calidad de las aguas preciso para el ejercicio de las atribuciones en materia de planificación y gestión de los recursos y aprovechamientos hidráulicos, así como la propuesta y seguimiento de los objetivos y programas de calidad de las aguas en ejecución



de la planificación hidrológica, en coordinación con los demás departamentos afectados.

En el desarrollo de esta competencia, ha realizado en los últimos años un esfuerzo considerable en avanzar en el conocimiento de las aguas continentales, de transición y litorales, y en poner en marcha mecanismos útiles para su control y vigilancia.

A lo largo de los años de existencia de la Red de vigilancia, siempre ha estado presente ir adecuándose a las normativas y tendencias que en política de aguas venían imponiéndose a nivel europeo y que tuvieron su colofón el 23 de octubre de 2000 fecha en la que nace la DIRECTIVA 2000/60/CE DEL PARLAMENTO EUROPEO Y DEL CONSEJO (DM), por la que se establece un marco comunitario de actuación en el ámbito de la política de aguas. El verdadero puntal de esta nueva Directiva marco ha sido el establecimiento del estado ecológico como elemento caracterizador o indicador del estado de las aguas y ahora este nuevo concepto o esta nueva visión es la que centra todo el interés de la nueva Red que ahora sale a concurso.

A mediados de 2003, el Departamento de Ordenación del Territorio y Medio Ambiente del Gobierno Vasco publicó en el BOPV el anuncio de la convocatoria de un concurso público para la realización de los trabajos de la “Red de Seguimiento del estado ecológico de los Ríos de la CAPV”, que es continuación de la red conjunta de ríos y litoral de los años 2002-2003 que a su vez eran herederas de las redes de seguimiento de ríos y litoral que, por separado, venían funcionando desde 1993.

Las empresas y organismos Anbiotek S.L. y Ondoan S. Coop., decidieron aunar esfuerzos para presentar una oferta bajo la forma de Unión Temporal de Empresas.

En diciembre de 2003 la oferta realizada por dicha UTE fue aprobada por el Gobierno Vasco, comenzando los trabajos en enero de 2004.

La Consejería de Ordenación del Territorio y Medio Ambiente toma como propio el objetivo de la DIRECTIVA 2000/60/CE DEL PARLAMENTO EUROPEO Y DEL CONSEJO de 23 de octubre de 2000 por la que se establece un marco

comunitario de actuación en el ámbito de la política de aguas (en adelante DM), que no es otro que el de establecer un marco para la protección de las aguas superficiales continentales, las aguas de transición, las aguas costeras y las aguas subterráneas.

Uno de los requisitos básicos de la DM es el establecimiento de redes de vigilancia y control de la calidad de las masas de agua.

Toda Red de Vigilancia y control tiene como requisito elemental su continuidad en el tiempo, al objeto de disponer de datos puntuales, y también de series históricas que permitan conocer la evolución en el tiempo de aquello que es objeto de las redes, en este caso, la calidad de las aguas superficiales de la CAPV.

Los ecosistemas acuáticos sufren diversas afecciones, entre ellas está la contaminación directa o indirecta. Los medios acuáticos son los receptores de los contaminantes provenientes de núcleos urbanos, industrias, etc., ubicados en su proximidad y transportados a lo largo de las cuencas hasta el mar. En el momento actual, esta Red de Vigilancia es un instrumento necesario para llevar a cabo el control del estado ambiental de las cuencas fluviales desde una perspectiva integral, ya que las áreas costeras se ven netamente influenciadas por los aportes de los cursos fluviales en donde desembocan.

Por ello, la Viceconsejería de Medio Ambiente cree que es preciso adaptar los criterios de la Directiva 2000/60 a las redes de seguimiento de la calidad de los ecosistemas acuáticos.

El objeto de estudio principal de esta red son, dentro de las aguas continentales, las aguas fluyentes o sistemas lóticos, ya que los sistemas leníticos son objeto de una red específica desde el año 2001. Así pues, el objeto principal de este trabajo es la explotación de una red denominada Red de seguimiento del estado ecológico de los ríos de la C.A.P.V.

Los trabajos realizados para la Red de Vigilancia tienen como fin principal conseguir los siguientes objetivos específicos:

• Continuar los trabajos realizados en las redes anteriores con el fin de disponer de datos históricos adecuados.



• Continuar la estrategia de control de la calidad en estas aguas para el periodo arriba indicado que sirva de acercamiento a lo requerido por la Directiva 2000/60.

En su conjunto deberán conseguirse los siguientes objetivos:

• Establecer un instrumento de control del estado y la evolución de la calidad de las aguas que permita conocer las características de la calidad de los ecosistemas fluviales. El elemento de estudio principal de esta red son las aguas superficiales: dentro de las aguas continentales únicamente se consideran a efectos de esta red las aguas fluyentes o sistemas lóticos, ya que los sistemas leníticos son objeto de una red específica desde el año 2001.

• Constituir una documentación básica y valiosa para el adecuado desarrollo de la investigación científica sobre la materia en el ámbito de la Comunidad Autónoma del País Vasco y que, por otra parte, sean divulgables los resultados de la misma mediante publicaciones y/o aportaciones a la página Web del Departamento de Ordenación del Territorio y Medio Ambiente.

• Verificar la incidencia de las acciones de depuración y saneamiento y detectar posibles agresiones al medio hídrico.

• Conocer los niveles naturales que presentan las diferentes variables químicas, microbiológicas y biológicas en los ríos del País Vasco, para poder establecer las características de estaciones de muestreo con buen o muy buen estado ecológico y así poder adaptarse a los criterios establecidos por la Directiva 2000/60/CE.

• Mantener su continuidad en el tiempo, al objeto de disponer de datos puntuales, y también de series históricas que permitan conocer la evolución en el tiempo de aquello que es objeto de las redes, en este caso, la calidad de las aguas superficiales de la CAPV.

• Seguir siendo un instrumento necesario para llevar a cabo el control del Estado Ecológico de las cuencas fluviales desde una

perspectiva integral. No hay que olvidar que los medios acuáticos son los receptores de los contaminantes provenientes de núcleos urbanos, industrias, etc., ubicados en su proximidad y transportados a lo largo de las cuencas hasta el mar. Y que son ecosistemas acuáticos quienes sufren una fuerte degradación por culpa de las diversas afecciones, entre ellas, la contaminación sea directa o indirecta.

PANORAMA LEGISLATIVO ACTUAL. DIRECTIVA

2000/60/CE.

Además de la Directiva 2000/60/CE, a la que principalmente responde esta Red de Vigilancia, existe una serie de Directivas que son de obligado cumplimiento en tanto se cumplen los plazos establecidos en la Directiva de Aguas y mientras esta no sea plenamente vigente (ver Borja et al., 2003).

• La Directiva 78/659/CEE del Consejo, de 18 de julio de 1978, relativa, a la calidad de las aguas continentales que requieren protección o mejora para ser aptas para la vida de los peces, está aún vigente y servirá para la calificación de la vida piscícola (ver Borja et al., 2003). Será derogada

• Directiva de la calidad de aguas de baño (76/160/EEC). Agrupa un conjunto de normas de calidad microbiológicas (salud humana) y físico-químicas (estéticos). Los estados miembros deben asegurar que las aguas de baño se encuentren dentro de los rangos dispuestos por la directiva, teniendo un período de adaptación de 10 años. Cada año la Comisión Europea publicará un estudio sobre la calidad de las aguas de baño europeas. La Comisión Europea debe adaptarse continuamente a la directiva.

• Directiva del Consejo 75/440/CEE, de 16 de junio de 1975, relativa a la calidad requerida para las aguas superficiales destinadas a la producción de agua potable en los Estados miembros (DOCE núm. L 194, de 25 de julio de 1975). Será derogada

Además de las Directivas mencionadas existen otras sobre las que el Gobierno debe informar y para las que los datos de la Red de



Vigilancia son de vital importancia. En muchos de los casos estas Directivas se verán derogadas en un plazo de unos 10-13 años por la Directiva de Aguas 2000/60. Además, muchas de ellas conllevan otras derivadas que se refieren a límites de vertido, objetivos de calidad, etc., para determinadas sustancias. Su objetivo principal es prevenir los daños ambientales originados por el vertido de aguas residuales urbanas e industriales. Según la localización y tamaño del vertido las infraestructuras de recogida y tratamiento de los vertidos habrán finalizado antes del año 1998, 2000 o finalizarán antes del 2005. Según el tipo de vertido se realizarán tratamientos primarios, secundarios o terciarios. En los casos pertinentes han sido tenidas en cuenta en la realización de este informe. Las más importantes son:

• Directiva 80/778/CEE del Consejo, de 15 de julio de 1980, relativa a la calidad de las aguas destinadas al consumo humano y su revisión(98/83/EC)

• Directiva del Consejo 83/513/CEE, de 26 de septiembre de 1983, relativa a los valores límite y a los objetivos de calidad para los vertidos de cadmio;

• Directiva del Consejo 84/491/CEE, de 9 de octubre de 1984, relativa a los valores límite y a los objetivos de calidad para los vertidos de hexaclorociclohexano;

• Directiva 86/280/CEE relativa a los valores límite y a los objetivos de calidad para los residuos de determinadas sustancias peligrosas comprendidas en la lista I del anexo de la Directiva 76/464/CEE;

• Directiva 88/347/CEE por la que se modifica el anexo II de la Directiva 86/280/CEE relativa a los valores límite y a los objetivos de calidad para los residuos de determinadas sustancias peligrosas comprendidas en la lista I del anexo de la Directiva 76/464/CEE;

• Real Decreto 995/2000, de 2 de junio, por el que se fijan objetivos de calidad para determinadas sustancias contaminantes y se modifica el Reglamento de Dominio Público Hidráulico, aprobado por el Real Decreto 849/1986, de 11 de abril.

• Directiva para el tratamiento de las aguas residuales urbanas (91/271/EEC)

• Directiva de nitratos (91/676/EEC). El objetivo principal es prevenir el efecto contaminante de las elevadas concentraciones de nitratos en el agua debidos a una producción agrícola intensiva, para lo que debe reducirse el uso de fertilizantes químicos. Esto incluye el manejo y tratamiento de las aguas residuales agrícolas –por ejemplo almacenando y utilizando los efluentes del ganado como fertilizantes nitrogenados. Los Estados Miembros deben localizar los lugares afectados por nitratos en la actualidad o en el futuro (lugares vulnerables).

En 2007 se derogan las siguientes directivas: Directiva de aguas superficiales (75/440/EEC, Información sobre cambios (77/795/EEC) Directiva 79/869 (métodos de medida, frecuencia muestreo y análisis de aguas superficiales destinadas a consumo).

En 2013 se derogan las siguientes directivas: Directiva de sustancias peligrosas (76/464/EEC) excepto Art.6, Directiva relativa a la calidad de las aguas para los peces: (78/659/EEC), Directiva de moluscos (79/923/EEC), Directiva de aguas subterráneas (80/68/EEC)

Diciembre de 2000 es una fecha histórica en el contexto de las políticas del agua en Europa, ya que el día 22 de dicho mes fue publicada, en el Diario Oficial de las Comunidades Europeas (DOCE) la Directiva Marco del Agua (DM) (Directiva 2000/60/CE del Parlamento Europeo y del Consejo, de 23 de octubre de 2000, por la que se establece un marco comunitario de actuación en el ámbito de la política de aguas). La DM establece un marco para la protección de todas las aguas que:

• prevenga todo deterioro adicional y proteja y mejore el estado de los ecosistemas acuáticos y, con respecto a sus necesidades de agua, de los ecosistemas terrestres y humedales directamente dependientes de los ecosistemas acuáticos;

• promueva un uso sostenible del agua basado en la protección a largo plazo de los recursos hídricos disponibles;



• tenga por objeto una mayor protección y mejora del medio acuático, entre otras formas mediante medidas específicas de reducción progresiva de los vertidos, las emisiones y las pérdidas de sustancias prioritarias, y mediante la interrupción o la supresión gradual de los vertidos, las emisiones y las pérdidas de sustancias peligrosas prioritarias;

• garantice la reducción progresiva de la contaminación del agua subterránea y evite nuevas contaminaciones; y

• contribuya a paliar los efectos de las inundaciones y sequías.

En conjunto, la Directiva tiene por objeto alcanzar un buen estado de las aguas para el año 2015.

Para más detalles en relación con la Directiva de Aguas se puede ver el Tomo 1 de 2002 (Borja et al., 2003)1

La implementación de esta Directiva en la “Red de Seguimiento del Estado Ecológico de los Ríos en la CAPV” (en adelante red de seguimiento) se está haciendo a través de la incorporación, en las metodologías utilizadas, de los resultados o los acuerdos tomados en los grupos de trabajo internacionales establecidos a tal fin.

En concreto, la metodología utilizada en este proyecto y expuesta en el presente documento, está basada en los siguientes textos técnicos establecidos por grupos de trabajo europeos sobre determinados aspectos de la implementación de la directiva.

1.- AQEM: Desarrollo y testado de un sistema de valoración integral de la calidad ecológica de los arroyos y ríos europeos usando macroinvertebrados bénticos. Proyecto finalizado. Fundamentalmente utilizado para:

• Selección del lugar de muestreo:

1 Borja, A., B. G. D. Bikuña, J. M. Blanco, A. Agirre, E. Aierbe, J. Bald, M. J. Belzunce, H. Fraile, J. Franco, O. Gandarias, I. Goikoetxea, J. M. Leonardo, L. Lonbide, M. Moso, I. Muxika, V. Pérez, F. Santoro, O. Solaun, E. M. Tello y V. Valencia, 2003. Red de Vigilancia de las masas de aguas superficial de la Comunidad Autónoma del País Vasco. año 2002.Informe inédito para Departamento de Ordenación del Territorio y Medio Ambiente, Gobierno Vasco. 22 vols, 3043 pp.

• Selección del tipo de río en función de geología, morfología y usos del suelo.

• Datos de campo sobre las características del río: recogida de información referente a morfología, hidrología y vegetación. Además de la composición y representatividad de los diferentes microhábitats.

• Muestreo biológico. Conservación de las muestras.

• Tratamiento (lavado, tamizado y submuestreo) y almacenamiento de las muestras

• Análisis de los datos: cálculos multimétricos y determinación del estado ecológico y otros parámetros.

• Interpretación de los datos e indicación de posibles medidas de actuación cuando la calidad conseguida sea moderada, pobre o mala.

2.- STAR: Normalización de las clasificaciones de ríos: método marco de calibración de diferentes resultados biológicos para la clasificación del estado ecológico para ser desarrollado por la Directiva Marco del Agua. El proyecto STAR utiliza los resultados obtenidos por el proyecto AQUEM e integra también las conclusiones del proyecto FAME. El proyecto STAR es un proyecto de investigación, apoyado por la Comisión Europea bajo el 5º Programa Marco, que contribuye a la implantación de la línea de trabajo Manejo sostenible y calidad del agua del Programa de Energía Medio Ambiente y Desarrollo. El objetivo primordial de este proyecto es seleccionar, intercalibrar y estandarizar las metodologías determinantes del estado ecológico de los ríos. Con el fin de poder comparar resultados, determinar las condiciones de situaciones de stress, seleccionar grupos taxonómicos de unas condiciones particulares, definir la escala de trabajo etc.

3.- FAME: Desarrollo, evaluación e implantación de un método de valoración estándar de la calidad ecológica de peces: Una contribución a la Directiva Marco del Agua. El objetivo de este proyecto es desarrollar, evaluar e implantar un método estándar de valoración del estado ecológico de los ríos basándose en los



peces, identificar un método de estas características es un objetivo de la DM. Se desarrollarán un manual y un software que se pondrán a disposición del público. FAME complementará al proyecto STAR (No ha finalizado). Los protocolos utilizados en este proyecto son derivados de los:

• Generales (para tipificación y planificación de los muestreos): AQEM & STAR. Implica determinación de las muestras por sitio y grupo; sugerencias para una metodología unificada de muestreo, y criterios para seleccionar sistemas de referencia.

• De peces: Protocolo para el muestreo de peces.

• Hidromorfología: Guía y anexos de hidromorfología

• Macroinvertebrados: AQEM-macroinvertebrados: muestreo y clasificación.

• Macrófitos Guía y listado de especies.

• Fitobentos Protocolo de muestreo y evaluación de algas diatomeas y no diatomeas.

En todo caso, se ha de recordar, una vez más, que tal y como establece la propia Directiva, 2006 es la fecha de referencia para que estos temas estén resueltos en sus apartados principales. De hecho, tanto el grupo de trabajo sobre el protocolo de intercalibración como el de los sistemas de control, que son básicos para la evaluación del estado ecológico según lo establecido en la Directiva, no finalizarán sus trabajos hasta 2006, por lo que cualquier evaluación del estado ecológico realizada con anterioridad a dicha fecha deberá ser considerada como provisional y sujeta a las modificaciones derivadas de los trabajos referidos.

A continuación se resumen y se resaltan las metodologías utilizadas en la campaña 2005, haciendo un especial hincapié en las metodologías encaminadas a valorar cada elemento de los indicadores biológicos, fisicoquímicos e hidromorfológicos con el objeto de proponer y ejecutar una metodología para la determinación del estado ecológico.



1.2. ESTACIONES DE MUESTREO

Para el establecimiento de la red de vigilancia de las aguas de los ríos se han analizado un total de 100 estaciones, que se reparten dando un total de 55 estaciones de grado 1, que constituye la red básica, y un total de 45 estaciones de grado 2, cuya relación se puede consultar en la Tabla 1. Los conceptos de grado 1 y grado 2 puede

consultarse en (Borja et al., 2003). o en el propio pliego de condiciones técnicas que rigen el presente trabajo. En el Anexo 1. Localización de las estaciones de muestreo se ha situado una tabla con la localización de las estaciones de muestreo, el río, cuenca, ámbito, masa de agua y si es o no tramo altamente modificado.

Unidad

hidrológica Cuenca Código Localidad Grado

Agüera Agüera AG-126 Agüera 1 Arakil Arakil ARAR-150 Egino 1 Artibai Artibai A-202 Gardotza 1 Artibai Artibai A-062 Iruzubieta 1 Baia Baia BA-558 Rivabellosa 1 Baia Baia BA-258 Katadiano 1

Barbadun Barbadun M-190 Santelices 1 Barbadun Barbadun M-045 Traslaviña 2 Barbadun Galdames MGA-075 Arenao 2 Bidasoa Bidasoa BI-555 Endarlatza 1 Bidasoa Jaizubia BIJA-050 Urdanibia 2 Butroe Andraka BAN-040 Armintza 2 Butroe Atxispe BAT-060 Aldai-Ibarra 2 Butroe Butroe B-226 Gatika 1 Butroe Butroe B-062 Becobaso 1 Butroe Estepona BES-086 Zubiaur 2 Deba Deba D-296 Mekolalde 1 Deba Deba D-202 San Prudentzio 1 Deba Deba D-460 Mendaro 1 Deba Deba D-034 Leintz-Gatxaga 2 Deba Ego DEG-068 Eibar 2 Deba Mijoa DMI-044 Mutriku 2 Deba Oinati DO-095 Zubillaga 1 Ega Berrón EGBR-172 Antoñana 1 Ega Ega EG-146 Angostina 1

Ega Ega EG-380 Sta Cruz Campezo 1

Ega Izki EGBI-102 Korres 2 Ibaizabal Altube NA-260 Anuntzibai 2 Ibaizabal Altube NA-062 Oñate 2 Ibaizabal Arratia IA-222 Larrabiti 1 Ibaizabal Arratia IA-120 Ugarte 2 Ibaizabal Asua AS-160 Sangroniz 1 Ibaizabal Asua AS-045 Zamudio 2 Ibaizabal Galindo GA-095 Gorostiza 2 Ibaizabal Gobelas G-082 Getxo 2 Ibaizabal Herrerías KAH-326 Sodupe 1

Ibaizabal Herrerías KAH-100 Retes de Llanteno 2

Ibaizabal Ibaizabal I-271 Astepe 1

Ibaizabal Ibaizabal I-160 Iurreta (bajo EDAR) 1

Ibaizabal Ibaizabal I-394 Galdakao 1 Ibaizabal Ibaizabal I-140 Iurreta 2 Ibaizabal Ibaizabal IE-140 Matiena 2 Ibaizabal Kadagua KA-372 Güeñes 1 Ibaizabal Kadagua KA-517 Alonsotegi 1 Ibaizabal Kadagua KA-326 Zalla 2 Ibaizabal Nerbioi N-338 Arakaldo 1 Ibaizabal Nerbioi N-258 Luyando 1 Ibaizabal Nerbioi N-520 Basauri 1 Ibaizabal Nerbioi N-120 Orduña 2 Ibaizabal Zeberio NZ-124 Elosu 2

Unidad hidrológica Cuenca Código Localidad Grado

Inglares Inglares IN-175 Berganzo 1 Inglares Inglares IN-235 Ocio 1

Karrantza Karrantza K-130 Molinar 1 Lea Ea LEA-046 Olabe 2 Lea Lea L-112 Aulestia 1 Lea Lea L-196 Oleta 1 Lea Lea L-040 Gerrikaitz 2

Oiartzun Oiartzun OI-102 Ugaldetxo 1 Oiartzun Oiartzun OI-044 Oiartzun 2

Oka Golako OKGO-120 Barrutia 2 Oka Mape OKMA-056 San Kristobal 2 Oka Mape OKMA-040 Alarbi 2 Oka Oka OK-114 Gernika 1 Oka Oka OK-045 Areatza 1

Omecillo La Muera OMSA-034 Salinas de Añana 2 Omecillo Omecillo OM-380 Bergüenda 1 Omecillo Omecillo OM-080 Corro 1 Omecillo Omecillo OM-244 Venta Blanca 1 Omecillo Tumecillo OMTU-136 Fresneda 2

Oria Amezketa OAZ-156 Alegi 2 Oria Araxes OAR-226 Tolosa 2 Oria Estanda OES-116 Salbatore 2 Oria Leizaran OLE-382 Andoain 2 Oria Oria O-262 Legorreta 1 Oria Oria O-424 Irura 1 Oria Oria O-606 Usurbil 1 Oria Oria O-490 Sorabilla 2 Oria Oria O-122 Oria en cabecera 2 Oria Zaldibia OAM-090 Zaldibi 2

Purón Purón PU-080 Ribera 1 Urola Altzolaratz UAL-090 Olalde 2 Urola Ibaieder UIB-154 Landeta 1 Urola Urola U-490 Aizarnazabal 1 Urola Urola U-210 Aizpurutxo 1 Urola Urola U-160 Legazpi 1 Urola Urola U-026 Brinkola 2

Urumea Urumea UR-320 Ugaldetxo 1 Urumea Urumea UR-434 Ergobia 1 Zadorra Alegría ZAL-150 Matauko 2 Zadorra Ayuda ZAY-372 Escanzana 1 Zadorra Ayuda ZAY-018 Okina 2 Zadorra Barrundia ZBA-088 Barria 2

Zadorra Santa Engrazia ZSE-288 Urbina 1

Zadorra Santa Engrazia ZSE-042 Anteparaluzeta 2

Zadorra Zadorra Z-160 Etura 1 Zadorra Zadorra Z-336 Arroiabe 1 Zadorra Zadorra Z-576 Villodas 1 Zadorra Zadorra Z-828 Arce 1 Zadorra Zadorra Z-060 Agurain 2 Zadorra Zalla ZZA-160 Foronda 2

Tabla 1.- Estaciones de muestreo. Campaña 2005



Figura 1.- Posición de las estaciones de muestreo de la Red de Calidad, en las diferentes ecorregiones.

Durante el ejercicio 2004 se procedió a comenzar la adecuación de las estaciones de muestreo a lo establecido en el proyecto STAR y AQUEM en lo referente a los criterios que deben seguirse en la selección y establecimiento de estaciones de muestreo. El sistema AQEM está específicamente diseñado para responder a las exigencias de la Directiva Marco del Agua.

El principal fin de un programa de vigilancia o control no es gestionar las características locales de un río sino caracterizar o determinar el estado ecológico de un tramo grande de río o incluso una subcuenca, por ello la selección del sitio donde se recogen las muestras debe reflejar la naturaleza del tramo objeto de control. Por otro lado, la toma de muestras biológicas requiere mayores exigencias que la toma de muestras de agua, y deben ser representativas de las condiciones físicas y ecológicas de un tramo grande.

El primer error que suele cometerse en un proyecto de biomonitorización ocurre con la selección y representatividad de las localidades de muestreo. En general se deben considerar los siguientes aspectos:

• Morfología del río y composición de hábitat: en la localidad de muestreo estarán

presentes las condiciones y hábitat dominantes en el área de estudio. Así, si el río sólo está canalizado en un tramo, éste no será objeto de estudio, si los cúmulos de restos vegetales son dominantes en el área de estudio estarán presentes en la localidad de estudio.

• Hidrología: deben rechazarse los tramos fluviales en los que se libere agua o exista un caudal residual, siempre que no sean representativos.

• Vegetación de las orillas: la localidad de estudio tendrá la misma composición y densidad que la vegetación ribereña circundante.

• Secuencia rápidos-pozas: si rápidos y pozas son representativos del área de estudio deberán estar presentes en le localidad de estudio.

• Perturbaciones antrópicas: deben rechazarse los lugares aguas abajo o arriba de puentes o presas, a no ser que sean representativas.

• Fuentes contaminantes: si un vertido afecta a una pequeña porción del río, la localidad de



estudio no se situará en las proximidades del mismo.

• Perturbaciones naturales: las perturbaciones naturales deberán tenerse en cuenta para la toma de muestras de macroinvertebrados bentónicos.

Las estaciones fueron seleccionadas en su día por considerarse representativas en el contexto de los ríos del País Vasco, y, teniendo en cuenta que se dispone de información de la mayor parte de dichas estaciones desde 1993-1994, se considera necesario mantener la selección que se viene estudiando. Se asume que el conocimiento histórico es tan importante como para mantener la representatividad de las hasta ahora definidas como estaciones históricas.

Sin embargo, y con el objetivo de adecuarlas a los requerimientos de la DM, se ha comenzado su redefinición a la luz de estas nuevas directrices, labor que se ha propuesto termine en el ciclo de tres años que comienza en este año.

Para ello se está elaborando un nuevo documento, que constituirá el documento base sobre las estaciones de muestreo y que sustituirá al antiguo dossier sobre las estaciones, en el que se especificarán y definirán los siguientes sitios o lugares:

• Áreas de vigilancia (Survey area): área de muestreo o área a caracterizar (tramos funcionales pertenecientes a una masa de agua)

• Estaciones de muestreo o Site protocol. Lugar donde se toman la mayor parte de los datos. De una longitud de mas o menos 500 metros)

• Punto de muestro (“sampling site”). Lugares específicos de toma de muestras de las distintas variables utilizadas (agua, macroinvertebrados, peces, flora etc)

Todas ellas estarán caracterizadas y definidas según criterios establecidos y específicos, con una ficha por cada área y con documentación gráfica y cartográfica así como descriptiva. Estarán determinados y debidamente señalizados tanto en campo como en un sistema GIS los

diferentes sitios, estaciones de muestreo o site protocol y áreas de estudio o muestreo.

En este periodo se han redefinido todas las estaciones pertenecientes al TH de Álava y las cuencas del Deba y Urola.

Además, se han redefinido los denominados “sitios de muestreo” para los indicadores fisicoquímicos en todas las estaciones y los “sitios de muestreo” de macroinvertebrados de las estaciones de Grado 1 (55).

Como metodología utilizada en la redefinición de las áreas, sitios y estaciones de muestreo, lo primero que se fija es la estación de muestreo (donde se toman las muestras y la mayoría de los datos que caracterizan al tramo). Como ya se ha comentado, se ha optado por mantener las estaciones de muestreo actuales, anteponiendo su importancia histórica a otro tipo de criterios; por ello, se ha partido siempre de la estación de muestreo como referente y se ha determinado el tramo de río al que podríamos extrapolar los datos obtenidos en la misma en los análisis rutinarios que se hacen dentro de la Red de Seguimiento del estado ecológico de los ríos de la CAPV.

Para describir la estación se recoge información que hace referencia a: taludes y bancos riparios: perfil, altura, bosque de ribera, lecho fluvial: dimensiones, sustrato, flujo, vegetación acuática,...etc.

Dentro de lo que denominamos estación de muestreo se sitúan los diferentes sitios de muestreo que hacen referencia a los lugares físicos donde se toman las diferentes muestras tanto biológicas como fisicoquímicas. Por lo tanto, habrá un sitio de muestreo idóneo para recoger el agua donde se analizarán las variables fisicoquímicas, un sitio donde recoger los macroinvertebrados, un sitio donde recoger los peces, un sitio donde recoger la flora etc. Mas datos sobre la manera de seleccionar los sitios de muestreo se especifica en los apartados correspondientes a cada variable (Ver ejemplo en la figura siguiente donde el polígono verde indica el sitio de muestreo de la flora, el amarillo el de la comunidad piscícola y el rojo el área donde se recogen los macroinvertebrados)



Figura 2.- Ejemplo de estación de muestreo. Caso de la estación OM-380 del río Omecillo situada en Bergüenda .

Figura 3.- Ejemplo de selección de sitios de muestreo. Caso de la estación OM-380 del río Omecillo situada en Bergüenda .

Para delimitar el área de estudio o tramo de río que es asimilable a cada una de las estaciones, se han tenido en cuenta factores geológicos, hidromorfológicos, de usos del suelo,... obtenidos en su mayoría del GESPLAN; así como de toda la información de que dispone Anbiotek, y que abarca todos los trabajos elaborados en territorio CAPV a lo largo de más de 10 años de experiencia. Los criterios que se ha exigido que cumpla un área de estudio se

exponen a continuación; también se comenta la fuente de información de la que se ha obtenido la información que requieren:

• Debe pertenecer a la misma ecorregión. Información extraída del proyecto de masas de agua de la CAPV.

• La geología debe ser la misma o muy similar. Información extraída del Gesplan.

• Los principales usos del suelo deben coincidir. Información extraída del Gesplan.

• En lo que se refiere a la confluencia con otros ríos, éstos no deben suponer una variación en el orden del río, ni un incremento importante en el caudal del río, así como tampoco una modificación fuerte en la físico-química de las aguas. Información extraída de los mapas 1:50.000.

• No deben producirse variaciones fuertes de pendiente. La configuración del valle, así como la forma del cauce, deben ser las mismas. Datos obtenidos a partir de información extraída del Gesplan.

En cuanto a los impactos, los impactos de pequeña magnitud como un punto de detracción, un pequeño vertido, la tala de algunos árboles en la ribera, un molino en desuso, puentes, pequeñas ocupaciones de la zona ribereña,...... no se considerarán. Con impactos de mayor magnitud habrá que ver cada caso en concreto. Información extraída del proyecto de masas de agua de la CAPV.



Figura 4.- Ejemplo de selección de área de muestreo. Caso de la estación OM-380 del río Omecillo situada en

Bergüenda.

Una vez delimitada el área de estudio, está queda identificada por las coordenadas UTM que marcan sobre el eje del río su límite inferior y superior. Además, este tramo de río queda tipificado, tanto por el ecotipo de la CAPV al que pertenece, como por el grupo del sistema A de la DM y por el tipo de curso, alto, bajo o medio, de que se trata. También se asimilarán, en la medida de lo posible, al tramo geomorfológico según Rosge (1994), metodología de tramificación geomorfológica utilizada en la CHE.

Toda la información analizada se recoge de forma detallada en unas fichas descriptivas y en una base de datos que contiene los siguientes datos:

• ubicación y tipología

• geomorfología: altitud, tamaño de cuenca, geología, orden, pendiente, forma del valle, configuración del canal, continuidad, conectividad

• usos del suelo: forestal, agrícola, urbano, industrial.

• impactos

Los protocolos de campo o “site protocol”, deben servir para describir la estación de muestreo (estación característica de un área de mayor entidad) y tiene que cumplir los siguientes objetivos:

• Establecer las características del río y de la morfología, hidrología y vegetación del río

• Asegurarse de que el sitio puede ser precisamente relocalizado en el río.

• Información de interés para los procesos de los muestreos biológicos.

Los protocolos de campo actuales son el fruto de una evolución y de la experiencia lograda por Anbiotek a lo largo de los años y se han ido revisando y adecuando a los establecidos en las guías elaboradas por los grupos de trabajo, todo ello en colaboración con los técnicos responsables del proyecto.

Los protocolos de campo generales (site protocol), recogen una gran variedad de datos (tanto de localización, como de información sobre la recogida biológica, como parámetros químicos, físicos y morfológicos) de los cuales algunos son básicos o obligatorios y otros son adicionales. Cada tipo de dato tiene sus requerimientos y aunque la mayoría se recogen en campo también hay algunos que son de gabinete. En lo que respecta a mapas, se recomienda trabajar a una escala 1:50.000. (para mayor información se recomienda revisar los protocolos existentes en el hipervínculo que se señala al final del párrafo. En el se dispone de la mayoría de los protocolos de campo existentes para los diversos elementos de



calidad demandados por la DMA . http://www.eu-star.at/frameset.htm

Debido a que las comunidades biológicas pueden variar de manera natural en función de las características geomorfológicas de los tramos, la Directiva Marco del Agua, en su Anexo 2, incide en que para una determinación precisa del estado ecológico se debe realizar una tipificación de las estaciones de muestreo utilizando parámetros geomorfológicos (European Parliament and Council, 2000). Con esta tipificación, se obtendrían los ecotipos (en el sentido de Gerritsen et al., 2000; Hawkins et al., 2000) dentro de las distintas regiones limnológicas identificadas en la DMA y que son las propuestas por Illies (1978) en su Limnofauna Europea. Estos ecotipos deberían ser homogéneos en cuanto a características ambientales y biológicas. La DMA propone 2 métodos para la tipificación de las estaciones de muestreo basados en parámetros físicos y geomorfológicos. Uno, el Sistema A, se basa en tres atributos: la altitud, el tamaño de la cuenca y la geología, mientras que el Sistema B permite la inclusión de más atributos, algunos de ellos relacionados con las características propias del río y la cuenca. Una vez establecida esta clasificación de todas las estaciones, se deberían establecer condiciones de referencia así como comunidades tipo para cada grupo.

Los ríos de la CAPV han sido regionalizados mediante el sistema B definido en la DM y los diferentes tipos encontrados pueden consultarse en Gobierno vasco, 2002

• País: País vasco

• Año: 2002

• Aproximación tipológica: abiótica

• Nivel: CAPV

• Condiciones de referencia: La aproximación tipológica realizada en el proyecto de Masas de agua está basada en características físicas principalmente ya que se consideran las mas relevantes en la definición de los

tipos de ríos. La clasificación se basó en la “morfología natural” de los cursos de agua

• Ecorregiones, sub-ecorregiones: El territorio de la CAPV se analizó mediante variables ambientales y análisis estadísticos y dio lugar a una serie de Regiones y subrregiones que se describen en Gobierno vasco, 2002. Las regiones y subrregiones son definidas principalmente por el clima, suelos etc.

• Tamaño de los ríos clasificados: Desde pequeños ríos hasta los estuarios.

• Tipos y regiones establecidos en Gobierno vasco, 2002: Ver Gobierno vasco, 2002.

A pesar de tener establecida ya una tipificación realizada de forma exhaustiva, el hecho de que, en los diferentes protocolos utilizados en los proyectos europeos de implementación de la Directiva marco (AQUEM, STAR etc.), nos hayamos encontrado que han optado por definir los Tipos de río mediante el método A de la DM, metodología mucho mas sencilla que el sistema B, pero que proporciona una tipología de “primera instancia” muy operativa, nos ha llevado a establecer de manera simultánea esta tipificación.

El procedimiento ha sido el mismo seguido en los proyectos AQUEM y STAR:

Los tipos de ríos en el proyecto AQEM-STAR, se definen en función de las siguientes variables:

• ecorregion: (de acuerdo a ILLIES 1978. El país vasco pertenecería a dos ecorregiones según Illies 1978: Regiones 1 (Ibérica) y 2 Pirineos (ciertos pequeños ríos de la muga con Navarra podrían tener las características típicas de esa región faunística)

• • Tamaño (clases): basado en la superficie de la cuenca

• • geología predominante en el área

• • clases de altitud

y según los rangos establecidos en la propia DM que se observa en el cuadro adjunto:



Tabla 2.- Descriptores y rangos establecidos por la DM para el establecimiento de los Tipos.

Los factores que se han utilizado para la tipificación de los ríos, según el sistema A, tal y como marca la DMA, fueron calculados para las 100 estaciones de muestreo incluidas en el proyecto La altitud considerada es la de la estación de muestreo y se obtuvo directamente del GESPLAN; la geología se calculó estimando la naturaleza dominante, calcárea, silícea u orgánica, en las rocas de la cuenca; estos datos se extrajeron de los mapas geológicos, información contrastada con el juicio de experto (Arrate, comunicación personal., Gobierno vasco). Para esta variable se elimino la categoría orgánica (no se ha encontrado ninguna estación atribuible a dicha categoría) y se incluyó una nueva categoría, la salina, difícilmente atribuible a alguna de las categorías anteriormente citadas. El tamaño de la cuenca drenada se calculó mediante estimación de su superficie utilizando el método de comparación de pesadas. Para la altitud y el tamaño de la cuenca y para cada estación, se aplicaron los rangos propuestos en la DMA , con una salvedad, existen en la CAPV 8 estaciones de muestreo cuya superficie de cuenca está por debajo de los 10km2 y que por tanto no estarían incluidas en ninguna categoría; se barajó la posibilidad de crear una nueva categoría, la de cuencas muy pequeñas, que sería la formada por aquellas cuencas cuya superficie estuviese por debajo de los 10 km2, pero finalmente se optó por incluirse en la categoría de cuencas pequeñas.

De los 32 grupos posibles que pueden resultar de una tipificación mediante el Sistema A, nuestros datos indicaron la existencia de 9 ecotipos que se traducen en 11 si introducimos la variabilidad bioclimática (divisoria cantabro-mediterránea).

Los ecotipos resultantes se observan en la Tabla 3.- y Tabla 4.- y en el Apartado 1.10 se muestran las estaciones de muestreo distribuidas por los ecotipos resultantes.

Tal y como se observa algunos de ellos están formados por tan sólo una estación, hecho que dificulta el establecimiento de condiciones de referencia dentro de estos ecotipos. Algunos ecotipos son imposibles en las cuencas de la CAPV, como ya comentamos, aquellos referidos a la geología orgánica (presencia de turba) y los referidos a altitudes por encima de los 800 m, que incluirían sólo tramos de cabecera de los que no se hace ningún seguimiento.

Se observa que solamente 6 ecotipos de los 9 establecidos, poseerían estaciones de referencia seleccionadas según los expertos.

Los restantes, corresponden o bien a ecotipos con una sola estación o al ecotipo que presenta "Altitud baja, cuenca media y geología silícea", categoría en la que se incluyen estaciones sometidas a impactos.

TIPOLOGÍAS SISTEMA A nº áreas estudio estaciones de referencia 1 ríos pequeños de baja altitud y geología calcárea 27 SI 2 ríos pequeños de baja altitud y geología silícea 12 SI 3 ríos pequeños de altitud media y geología calcárea 15 SI 4 ríos pequeños de altitud media y geología silícea 5 SI 5 ríos pequeños de altitud media y geología salina 1 NO 6 ríos medianos de baja altitud y geología calcárea 23 SI 7 ríos medianos de baja altitud y geología silícea 5 NO 8 ríos medianos de altitud media y geología calcárea 11 SI 9 ríos grandes de altitud media y geología calcárea 1 NO

Tabla 3.- Tipologías existentes en la CAPV según Sistema A de la DM.



NOMENCLATURAS DE LAS TIPOLOGÍAS DEL SISTEMA A tamaño de cuenca altitud geología 1 pequeños ríos cantábricos calcáreos pequeña baja calcárea 2 pequeños ríos cantábricos silíceos pequeña baja silícea 3 pequeños ríos cantábricos de altitud media calcáreos pequeña media calcárea 4 pequeños ríos mediterráneos calcáreos pequeña media calcárea 5 pequeños ríos cantábricos de altitud media silíceos pequeña media silícea 6 pequeños ríos mediterráneos silíceos pequeña media silícea 7 ríos salinos pequeña media salina 8 ríos cantábricos calcáreos mediana baja calcárea 9 ríos cantábricos silíceos mediana baja silícea 10 ríos mediterráneos mediana media calcárea 11 grandes ríos grande media calcárea

Tabla 4.- Proposición de Tipologías existentes en la CAPV según Sistema A de la DM.

En función de todo lo expuesto anteriormente en el presente ejercicio se ha procedido a establecer una tipificación que aúne los dos sistemas, tipificación que se observa en la tabla adjunta, ya que nos parece interesante hacer el ejercicio de integración de los diferentes sistemas viendo si es posible el establecimiento de una tipología sencilla que haga referencia a los distintos tramos de un río según el concepto funcional de río continuo. Se indican para cada

ecotipo el número de áreas de estudio pertenecientes a cada uno de ellos.

En Enero de este año 2005 se ha realizado un primer borrador de tipificación de las aguas superficiales para todo el ámbito del estado español que trabaja asimismo con ambos sistemas (A y B) y que recoge, a priori, la base de la tipificación realizada en la CAPV con algunas pequeñas modificaciones. Sin embargo, no se está en disposición de hacer las comparaciones oportunas entre ambas propuestas.

TIPOLOGÍAS TIPOS SISTEMA A ECOTIPOS nº áreas estudio

1 Pequeños ríos cantábricos calcáreos PBC RC,VC,VP 27 2 Pequeños ríos cantábricos silíceos PBS RC,VC,VP 12 3 Ríos cantábricos calcáreos MBC EP,VC,VP 22 4 Ríos cantábricos silíceos MBS VC,VP 5 5 Ríos cantábricos de montaña PMC, PMS VP,VC 7 6 Pequeños ríos mediterráneos PMC,PMS MM,MH,MHd 13 7 Ríos mediterráneos MMC,GMC MM,MH,D 13 8 Ríos salinos PMSal MMsal 1 Tabla 5.- Proposición de Tipologías existentes en la CAPV.

1.3. CONDICIONES DE MUESTREO

En las siguientes figuras se pueden observar las precipitaciones registradas durante el año 2005 en los observatorios de Jaizkibel (Gipuzkoa), Derio (Bizkaia) y Arkaute (Araba), junto con los periodos durante los que se han realizado las campañas de muestreo de parámetros físico-químicos de la Red de Seguimiento del Estado Ecológico de los Ríos de la CAPV.

La precipitación anual más elevada corresponde a Derio, con 1294,1 l.m-2, seguida de Jaizkibel con 1003,8 l.m-2 y Arkaute con 743,9 l.m-

2; es decir, en Gipuzkoa se recoge un 35% más que en Araba, en Bizkaia un 22,5% más que en Gipuzkoa y un 73% más que en Araba.

La precipitación media mensual más elevada también corresponde a la estación de Derio con

107,84 l.m-2 mientras que en la que se recogió menor precipitación fue la de Arkaute donde se recogieron 61,99 l.m-2.

Durante el primer trimestre del año 2005, la estación con mayor precipitación fue Derio con una media mensual de 95 l.m-2 y la de menor fue la estación de Jaizkibel. Dentro de este primer trimestre, en las tres estaciones, el mes más lluvioso fue febrero, seguido de enero y por último marzo.

En el mes de abril, la estación con más precipitación sigue siendo Derio con 211,9 l.m-2 aunque en este caso, la menor precipitación se registró en Arkaute ( 88,1 l.m-2 ).

En el mes de mayo el valor de la precipitación cae considerablemente en las estaciones de Derio



y Jaizkibel aunque en menor medida en Arkaute donde hay poca diferencia de precipitación. En Derio la precipitación se reduce en 122,6 l.m-2, en Jaizkibel se recogen 59,6 l.m-2 menos que el mes anterior mientras que en Arkaute la diferencia es de 17,4 l.m-2.

En junio, Jaizkibel es la estación con mayor precipitación manteniendo el valor del mes de mayo. En Arkaute se reduce la precipitación hasta el 26% y en Derio hasta el 15,7%. Éste es el mes con menor precipitación en la estación de vizcaína.

Durante el mes de julio se obtiene la menor de las cotas de precipitación de las tres estaciones en todo el año 2005. Este valor se obtiene en la estación de Arkaute donde tan sólo se recogen 0,1 l.m-2.

Arkaute es la estación con menor índice de precipitación durante los meses de agosto y septiembre aunque en las tres estaciones aumenta la precipitación recogida con respecto al mes anterior siendo Derio donde la diferencia entre julio y agosto es mayor.

Por el contrario, en octubre Arkaute recibe mayor precipitación reflejando la mayor diferencia con el mes anterior mientras que las otras dos estaciones mantienen una cantidad de precipitación similar al mes de septiembre.

El mes de noviembre es el más lluvioso del año 2005 seguido del mes de diciembre en todas las estaciones. En ambos casos, la estación donde se recogieron más litros de lluvia por metro cuadrado fue Derio, seguida de Jaizkibel y en último lugar la estación de Arkaute.

En la siguiente figura quedan reflejadas las medias mensuales de precipitación recogidas en la estación de Arkaute durante el año 2005:

Figura 5.- Medias mensuales de precipitación

recogidas en la estación de Arkaute durante el año 2005. Las líneas horizontales de color azul indican los meses en los que se han realizado muestreos.

Como se ve en la figura anterior, los meses de verano son los que menos precipitación reciben en Arkaute, siendo julio el mes más escaso en cuanto a lluvia recogida.

Por el contrario, el mes más lluvioso durante 2005 fue noviembre, seguido de octubre, diciembre y abril.

La diferencia entre el mes más lluvioso y el menos lluvioso son 156,9 l.m-2.

A continuación quedan reflejados los valores obtenidos en la estación de Derio durante el año 2005:


recogidas en la estación de Derio durante el año 2005. Las líneas horizontales de color azul indican los meses en los que se han realizado muestreos.

En este caso junio es el mes menos lluvioso seguido de julio y marzo. Al igual que en Arkaute el mes más lluvioso es el de noviembre, seguido de abril y diciembre.



En Derio la diferencia de precipitación entre el mes más y menos lluvioso es de 266,8 l.m-2.

Esta estación es la que recibe mayor cantidad de precipitación en todo el año.

Por último quedan reflejados los valores obtenidos en Jaizkibel durante los meses del 2005:

Ésta es la estación que recibe menor cantidad de lluvia durante el año de estudio.

El mes más lluvioso de esta estación corresponde a noviembre al igual que las otras estaciones mientras que el menos lluvioso es el mes de marzo, seguido de enero y julio.

La diferencia entre los meses más y menos lluvioso es de 213,6 l.m-2.


recogidas en la estación de Jaizkibel durante el año 2005. Las líneas horizontales de color azul indican los meses en los que se han realizado muestreos.

1.4. INDICADORES BIOLÓGICOS.

La Directiva 2000/60 indica en su anexo V respecto a la Clasificación y presentación del estado ecológico y a la Comparabilidad de los resultados del control biológico:

i) Los Estados miembros establecerán sistemas de control a fin de calcular los valores de los indicadores de calidad biológicos especificados para cada categoría de aguas superficiales o para las masas muy modificadas y artificiales de agua superficial........

ii) Con objeto de lograr la comparabilidad de los sistemas citados, los resultados de los sistemas aplicados por cada Estado miembro se expresarán como índices de calidad a efectos de clasificación del estado ecológico. Estos índices representarán la relación entre los valores de los parámetros biológicos observados en una masa determinada de aguas superficiales y los valores correspondientes a dichos parámetros en las condiciones de referencia aplicables a la masa. El índice se expresará como un valor numérico variable entre 0 y 1, donde un estado ecológico muy bueno estará representado por valores cercanos a 1 y un estado malo, por valores cercanos a 0.

iii) Cada Estado miembro dividirá la escala de índices de calidad ecológica de su sistema de control para cada categoría de aguas superficiales en cinco clases, desde estado ecológico muy bueno hasta malo, tal como se define en el punto 1.2, asignando un valor numérico a cada uno de los límites entre las clases. El valor del límite entre las clases de estado muy bueno y bueno, así como el valor del límite entre estado bueno y aceptable se establecerá mediante el ejercicio de intercalibración….

Esto implica el conocimiento de las condiciones de referencia para cada tipo de masa de agua, es decir, los valores de los diferentes parámetros en las estaciones que se pueden calificar como de referencia, y establecer los sistemas para poder definir los criterios e índices que se usarán para la calificación del estado ecológico o químico de los diferentes tramos analizados.

Como se ha dicho en la introducción, este es un trabajo que los organismos y grupos de trabajo internacionales deben realizar antes de 2006, por lo que los trabajos que se realicen dentro de esta Red de Vigilancia tienen necesariamente un carácter provisional.



En el ámbito de la CAPV la situación respecto a este tema es la siguiente: En el caso de las aguas fluviales existen trabajos para el establecimiento de las condiciones de referencia para algunos elementos (Gobierno Vasco, 2002, G. de Bikuña et. al2, en preparación). En Gobierno vasco 20023, se definieron las regiones y tipos de ríos existentes en la CAPV y además se seleccionaron una serie de estaciones de referencia así como también se determinaron las condiciones de referencia para algunas de las variables que caracterizan a alguno de los indicadores biológicos de calidad: en concreto se definieron las condiciones de referencia para la relación taxones sensibles/ taxones resistentes (IBMWP´ y IASPT´)4.Se determina en primer lugar las condiciones de referencia para cada región y posteriormente se establecen los diferentes umbrales de calidad para cada una de las regiones. Los valores de marca establecidos pueden consultarse en Gobierno Vasco, 2002.

La metodología óptima para obtener una calificación del estado es que para cada elemento de los exigidos por la directiva y de los que se disponga estatus de referencia, se calcule el denominado EQR5, es decir, la relación existente entre los valores observados para una determinada variable o métrica y los valores obtenidos para esa misma variable en las estaciones de referencia. Este valor oscila entre 0 y 1 como se expone en la Figura 3, tomada del documento “Draft paper on classification systems for Working group 2.4.”, 2002.

Este sistema permite, una vez identificadas las marcas de clase, establecer 5 clases o categorías con lo que ya se está en disposición de establecer un valor final y por tanto una clasificación.

2 G. de Bikuña, B; Blanco, JM & Manzanos, J.A. (in preparación). La implementación de la Directiva Marco del Agua: aproximación metodológica para la determinación del estado fisicoquímico en el estado ecológico de los ríos del país vasco (norte de España). 3Gobierno vasco, 2002. Caracterización de las masas de agua superficiales de la CAPV. Anbiotek-Ekolur- Inguru-Ondoan. Informe técnico realizado para Dirección de aguas de Gobierno vasco. 4 Alba Tercedor et. al (2002). Caracterización del estado ecológico de ríos mediterráneos ibéricos mediante el índice IBMWP (antes BMWP´). 5 Stroffek, S. (2001). Determination of Reference Conditions and Class Boundaries in monitoring and assessing of surface water ecological status in France. REFCOND workshop, Uppsala (Sweden).

Figura 8.- EQR o Calidad Ecológica Referenciada de

acuerdo al Anexo V de la Directiva Marco. EQR= Calidad Ecológica Referenciada, tomada del documento “Draft paper on classification systems for Working group 2.4.”, 2002.

Sin embargo, no se dispone de condiciones de referencia para la mayoría de las métricas y por lo tanto un trabajo a futuro, y que excede el ámbito de este proyecto de red de seguimiento, será definir los rangos de valores para todos los elementos en las condiciones de referencia que posibilite posteriormente aplicar este ratio.

Sin embargo, para acercarse a las exigencias de calificación de estado ecológico de la DM, para todos los elementos exigidos por la DM aunque no se disponga de estatus de referencia, bien sea mediante análisis estadístico (ACP) o mediante juicio de experto se pretende en el presente informe obtener calificaciones equiparables al sistema EQR, es decir, con un índice de 0 a 1, dividido en cinco clases.

Por otro lado, existe el problema de dividir la escala de índices de calidad ecológica en cinco clases, desde estado ecológico muy bueno hasta malo, asignando un valor numérico a cada uno de los límites entre las clases. Para el valor del límite entre las clases de estado muy bueno y bueno, así como el valor del límite entre estado bueno y aceptable esta previsto un ejercicio de intercalibración entre los Estados Miembros.

En el informe de 2002 (Borja et al., 2003,), ya se utilizaron unas marcas de clase que se modificaron en el informe de 2003 para adecuarlos a uno de los sistemas establecidos en los documentos de los grupos de trabajo de implementación de la DM (REFCOND). La única métrica que no sigue estos límites es la relativa a taxones sensibles/taxones resistentes (indices IBMW y IASPT) ya que se establecieron en un



proyecto diferente al de la Red de seguimiento y podría ser complejo su sustitución. Así finalmente el análisis de todos los elementos exigidos por la

DM permitirá una aproximación al estado ecológico de la masa de agua en cuestión y por tanto permitirá su calificación de estado ecológico.

Grado de divergencia de las condiciones de referencia Límites de clase

2002

Límites de clase

2003

Límites de clase

REFCOND

Clase de calidad Score

Condiciones inalteradas o Impacto mínimo > 0,95 0,83-1 0,83-1 Muy Buena 5 Ligera divergencia o Impacto leve 0,76-0,95 0,62-0,82 0,62-0,82 Buena 4

Divergencia moderada o Impacto importante 0,51-0,75 0,41-0,61 0,41-0,61 Aceptable 3 Fuerte divergencia o Impacto grave 0,25-0,50 0,20-0,40 0,20-0,40 Deficiente 2

Divergencia extrema o Impacto muy grave <0,25 <0,20 <0,20 Mala 1 Tabla 6.- Límites de clase para cada Grado de divergencia de las condiciones de referencia.

1.4.1 MACROINVERTEBRADOS BENTÓNICOS.

En todas las estaciones, tanto de grado 1 como 2, se han realizado muestreos para el análisis de macroinvertebrados bentónicos.

En las de Grado 1 la periodicidad es semestral con dos épocas de muestreo en invierno-primavera y verano-otoño. En las estaciones de grado 2 la periodicidad es anual coincidiendo con la época menos favorable para las comunidades biológicas, es decir, la de verano-otoño.

Así el calendario de muestreo fue para la campaña de primavera desde el 03/05/05 al 31/05/04 y para la campaña de estiaje desde el 06/09/04 al 10/10/04.

Como comentario general establecemos que la metodología propuesta por la UTE Ondoan-Anbiotek para el estudio de los macroinvertebrados, está basada en las directrices emanadas de la propuesta metodológica AQEM (específica para macroinvertebrados bentónicos) adecuando, en la medida de lo posible, los métodos y cálculos ya utilizados en las campañas de 2001 y 2002 a lo especificado en el Manual AQEM.

SELECCIÓN DEL PUNTO DE MUESTREO DE

MACROINVERTEBRADOS:

La longitud del punto de muestreo depende de la anchura y variabilidad de los hábitats presentes. La metodología aplicada por Anbiotek, cubre y cumple los requerimientos técnicos en cuanto a tamaño, sin embargo, se está realizando una redefinición de los puntos de recogida y en el presente ejercicio se han resituado los puntos pertenecientes a las estaciones de Álava y las cuencas del Deba y Urola.

Para cada elemento biológico existe un área mínima a prospectar y para macroinvertebrados, como norma, será una longitud de 20m y se cubrirá el ancho del río; debiendo representar un área mínima de río de unos 500m de longitud, o la longitud correspondiente a la anchura media del río por cien, y se tendrán en cuenta las siguientes consideraciones:

• Dentro de la estación de muestreo, para la determinación del área de muestreo de macroinvertebrados se selecciona un tramo de 20 metros o de 40 metros, según la anchura del río esté por debajo de 10m, en el primer caso, o por encima, en el segundo.

• Este tramo tiene que ser de fácil accesibilidad y representativo de las condiciones de la estación de muestreo, por tanto, reflejará las características dominantes en la misma. Se intenta que en el área de muestreo el tipo de flujo, la vegetación acuática y el tipo de sustrato sean los dominantes en la estación de muestreo; la vegetación ribereña y el tipo de taludes también deben ser representativos.

• Otro punto conflictivo se produce a la hora de establecer los distintos hábitats presentes y su importancia relativa, que son los que van a determinar la estrategia de muestreo, o lo que es lo mismo el número de muestras a recoger en cada hábitat.

PROTOCOLOS DE MUESTREO Y ANÁLISIS

Como medios materiales para la realización de los muestreos y analítica in situ se dispone de:



• Red de muestreo: Las muestras se recogen mediante una red de mano tipo Kicker de 25 x 20,5 cm y red de nylon de 50 cm de largo y 500 µm de tamaño de poro, según Norma ISO 7828, 8689-1 y 8265, que son las normas adecuadas a la tipología de los ríos de nuestro territorio y que son similares a las recomendadas en AQEM.

• Equipos de campo. pH- metro de bolsillo (PH -340-A / SET-1). Marca WTW; Oxímetro de bolsillo (OXI-340-A) / SET). Marca WTW; Conductivímetro de bolsillo (LF-340-A/ SET). Marca WTW; Tamices en acero inoxidable, de luz de malla de 500 µm.

En el capítulo 7 del Manual AQEM, manual específico para el cumplimiento de la DMA en ríos europeos en el apartado de macroinvertebrados, se especifican las metodologías de muestreo requeridas. Estas metodologías están basadas en Bioassessment Protocols (BARBOUR et al. 1999), the procedures of the Environment Agency (ENVIRONMENT AGENCY 1999a), the Austrian Guidelines “Saprobiology” (MOOG et al. 1999) and ISO 7828.

La metodología aplicada por Anbiotek cumple la NORMA ISO 7828 y utiliza como unidad de esfuerzo un mínimo de 4-5 extracciones de red Kicker, explorando los distintos tipos de hábitats identificables de visu y evitando la roca madre.

De acuerdo con las curvas colectoras que se hicieron en los primeros años de explotación de la red, Anbiotek calculó que este sistema de muestreo implica recoger entre el 80% y 90% de la capacidad de carga del tramo lo que es suficiente para evitar introducir errores no admisibles.

Al mismo tiempo, es muy importante que todas las muestras sean recogidas por el mismo muestreador, a tal fin un biólogo, experto en limnología, con el fin de que los muestreos sean lo más homogéneos entre sí, y los resultados de sus análisis comparables

El procedimiento en campo consta de:

• Cumplimentación de los protocolos de campo. El objetivo de rellenar primeramente los protocolos de campo radica en que de

esa manera se analizan las características morfológico-hidrológicas del río y se puede diseñar mejor la estrategia del muestreo (selección de los hábitats a muestrear, número de réplicas etc. )

• Recogida de datos auxiliares :(control de caudal, pH, temperatura, conductividad, oxígeno disuelto, etc.).

• Recogida del material biológico. El procedimiento de recogida será el habitual (Anbiotek, 1993) y la recogida de muestras se realizará a lo largo de todo el sitio de muestreo cubriendo todos los microhábitats de manera similar a como establece el manual AQEM.

• La muestra se obtiene colocando la red contra el fondo, situándose el muestreador delante de ella y en contra de la corriente. Cuando es pertinente, se levantan las piedras, lavándolas delante de la red para que los organismos sujetos a ellas se desprendan y por acción de la corriente se introduzcan dentro de la red; al mismo tiempo, se remueva el sustrato con el pie.

• Como unidades de esfuerzo, se recogen 5 Kickers cubriendo los distintos microhábitats y siguiendo la sección sagital del río cuando se muestrean 40m y 4 Kickers, cuando se muestrean 20m. En el primer caso (5 Kickers) para muestrear un hábitat, éste debe estar representado en un 20% y en un 25% en el segundo. De esta forma, son recogidos los organismos que habitan en un área del lecho del cauce de aproximadamente 0,20 - 0,25 m2. Así

• Así, lo primero sería determinar el porcentaje de rápidos de régimen turbulento, rápidos de régimen laminar, pozas, áreas marginales y lénticos laminares. Esto proporciona el número de muestras a coger en cada uno de estos cinco ambientes.

• Después, para establecer dentro de cada ambiente el punto donde se va a tomar la muestra, se observa si hay vegetación acuática asociada o no, y cual es su importancia, para determinar si la muestra se recoge en una zona de lecho cubierto con



vegetación, o desnudo; de igual forma se procede en el caso de raíces o acúmulos de materia orgánica, se observa la importancia cuantitativa de éstos para determinar si se recogerá o no muestra en éstos ambientes.

• Se observa también el tipo de sustrato y se recogen las muestras en el tipo o los tipos de sustrato dominantes.

Figura 9.- Muestreo de bentos en ríos.

Figura 10.- Tamizado de las muestras de bentos de

río.

• Posteriormente, y fuera del agua, la muestra se depositó en un sistema de tamices, lavando la red para evitar pérdida de material. El tamiz superior posee una luz de 1 cm de diámetro, y el inferior de 500 µm. Este último tamiz sirve para recoger la mayor parte de los organismos que son introducidos, mediante lavado, en un bote de polietileno, junto con los que por su tamaño no han podido pasar del tamiz superior y que igualmente son extraídos. La muestra total se fija con formol al 4%. Sistema de tamices y tamaños que también son recogidos y establecidos en el proyecto AQEM.

• En el laboratorio, las muestras se lavan y tamizan de nuevo a 250-500 µm de luz, para eliminar el sedimento más fino y se vuelven a fijar con alcohol al 70%.

• Las muestras biológicas se separan e identifican mediante una lupa binocular NIKON SMZ-1 con zoom que permite una cobertura desde x7 a x60 aumentos, gracias al duplicador que lleva incorporado. Si la muestra era muy abundante (> 500 especimenes),

• Se realiza un submuestreo homogeneizado en placa, mediante un procedimiento laborioso por el cual se analizan fracciones de la muestra (1/4, 1/8, 1/ 16 etc.) en función de la abundancia numérica y calculándose posteriormente el número total de individuos de cada taxón por extrapolación.

La identificación de los organismos se realiza, como mínimo, al nivel taxonómico exigido por los índices bióticos aplicados; y siempre que fue posible se identificaron y contaron a nivel específico, con el fin de poder aplicar, de la forma menos sesgada posible, los índices de diversidad ecológica.

CÁLCULO DE LA CALIDAD BIOLÓGICA DEBIDA A

MACROINVERTEBRADOS

En el caso de ríos el cálculo de la calidad biológica se realiza a partir de una serie de indicadores biológicos y consiste en seguir los siguientes pasos:

• Obtención del listado taxonómico.

• Cálculo de variables indicadores referidos a fauna bentónica de invertebrados para ríos.

• Puntuación de las métricas sin EQR

• Puntuación final: Calidad biológica en función del bentos. Método multimétrico

Hay que señalar que, de la gran variedad de indicadores existentes, se han seleccionado aquellos que son aplicables a nuestros ríos, bien por que históricamente se han venido empleando, bien porque se dispone de información suficiente para aplicarlos y además se ha intentado que cumplan las condiciones que deben poseer los indicadores de calidad en cuanto a sensibilidad, relevancia etc.

En algunos casos son indicadores ya aplicados y en algunos son propuestas nuevas como el número de taxones EPT o la suma de



ciertos taxones de plecópteros que, después de la experiencia obtenida con los trabajos desarrollados en la red durante los años 2002 y 2003, creemos que pueden darnos información adicional sobre todo sobre degradación morfológica de los ríos, ya que con los métodos anteriores se disponía de información adecuada

para detectar otros impactos como polución orgánica, degradación general etc.

Como indicadores referidos a fauna bentónica de invertebrados para ríos se pretende obtener información respecto a los siguientes apartados:

Estructura taxonómica (Porcentaje de la comunidad)

Número de taxones EPT Composición y Estructura de la comunidad Abundancia de Sel_Plecoptera_M

Abundancia taxonómica Abundancia [Ind.m-2] Número de taxones o riqueza específica

Índice de Berger-Parker Índice de Shannon-Weaver

Índice de diversidad de Simpson-Gini. Diversidad taxonómica

Diversidad de Margalef (Dm) Biological Monitoring Working Party: versión española Relación entre taxones sensibles/ taxones resistentes ASPT (Puntuación media por taxón)

Estado ambiental: Relación entre taxones sensibles a perturbaciones y taxones insensibles + Diversidad

taxonómica Estado Ambiental (Modelo SCAF®)

Tabla 7.- Resumen de variables indicadoras variables indicadores referidos a fauna bentónica de invertebrados para ríos

Para cumplir con el compromiso de caracterizar la comunidad de macroinvertebrados mediante la Composición y Estructura de la comunidad se propone estudiar las siguientes variables o métricas:

• Estructura taxonómica (Porcentaje de individuos de los distintos grupos taxonómicos) cuya fórmula es el porcentaje de individuos de los distintos grupos taxonómicos. Su significado según Criterios de la Directiva Marco del Agua (AQEM, 2002) se dirige a explicar: Composición taxonómica, Abundancia, Ratio entre taxones sensitivos/taxones resistentes y diversidad. Principalmente es indicador de los siguientes impactos: Polución orgánica, Degradación en la morfología del río y degradación general

• Número de taxones EPT, cuya fórmula es la suma de todos los taxones de plecópteros, efemerópteros y tricópteros. Su significado según Criterios de la Directiva Marco del Agua (AQEM, 2002) se dirige a explicar: diversidad. Principalmente es indicador de los siguientes impactos: Polución orgánica, Degradación en la morfología del río, acidificación, Degradación general y otros

• Abundancia de Sel_Plecoptera_M, cuya fórmula es la Suma de las abundancias de Amphinemura +Protonemura +Nemoura +Leuctra +Perla. Su significado según

Criterios de la Directiva Marco del Agua (AQEM, 2002) se dirige a explicar: composición taxonómica, Abundancia, Ratio entre taxones sensitivos/taxones resistentes. Principalmente es indicador de degradación en la morfología del río.

Para cumplir con el compromiso de caracterizar la comunidad de macroinvertebrados mediante la Abundancia taxonómica se propone estudiar las siguientes variables o métricas: Abundancia [Ind.m-2]; cuya fórmula es ∑ni, ni: nº de individuos del cada taxón. Su significado según Criterios de la Directiva Marco del Agua (AQEM, 2002) se dirige a explicar: Abundancia. Principalmente es indicador de los siguientes impactos: Polución orgánica, Degradación en la morfología del río y degradación general.

Para cumplir con el compromiso de caracterizar la comunidad de macroinvertebrados mediante la Diversidad taxonómica se propone estudiar las siguientes variables o métricas:

• Número de taxones o riqueza específica, cuya fórmula es S= Contar el número de taxones de la lista generada. Su significado según Criterios de la Directiva Marco del Agua (AQEM, 2002) se dirige a explicar: Composición taxonómica y diversidad. Principalmente es indicador de los siguientes impactos: polución orgánica, degradación en la morfología del río y degradación general



• Índice de Berger-Parker (B). Mide la dominancia de la especie o taxón más abundante, siendo su expresión matemática Fórmula: Diversidad B=Nmáx /N ; siendo Nmáx el número de individuos del taxón más abundante y N el número total de individuos de la muestra biológica. Este índice adquiere valores comprendidos entre 0 y 1 (0 % y 100 %). Su significado según Criterios de la Directiva Marco del Agua (AQEM, 2002) se dirige a explicar diversidad. Principalmente es indicador de los siguientes impactos: polución orgánica, degradación en la morfología del río y degradación general.

• Índice de Shannon-Weaver-Index. Elaborado en la teoría matemática de la información y cuya aplicación en ecología fue propuesta inicialmente por Margalef (SHANNON, C. E. & W. WEAVER 1949. The Mathematical Theory of Communication. The University of Illinois Press, Urbana). Su fórmula es: Diversidad s-w = - ∑ pi log2 pi; donde ∑ es el símbolo sumatorio; pi, el número de individuos de cada taxón dividido por el número total de individuos de cada muestra; y log2 es el logaritmo en base 2. Este índice se mide en bits/individuo, cuando la escala logarítmica utilizada es la base 2. El valor máximo que adquiere en comunidades bióticas que se encuentran en condiciones naturales (no sometidas a la acción antropogénica), es de 5,2 bits/individuo. No obstante, en el contexto de los ecosistemas fluviales este índice adquiere un valor máximo de 4,5 bits/individuo para las comunidades de macroinvertebrados bénticos. Su significado según Criterios de la Directiva Marco del Agua (AQEM, 2002) se dirige a explicar diversidad. Principalmente es indicador de los siguientes impactos: polución orgánica, degradación en la morfología del río y degradación general.

• Índice de diversidad de Simpson-Gini. Expresa la probabilidad compuesta de que dos individuos extraídos al azar de una comunidad pertenezcan a la misma especie (SIMPSON, E. H. 1949. Measurement of diversity. Nature 163, 688.). Su fórmula es: Dsimpson = (1 - ∑ pi

2) x 100; donde pi. Tiene el

mismo significado que en la fórmula de Shannon, como densidad relativa de cada especie o taxón. El sumatorio se extiende desde la unidad hasta el número total de especies o taxones que integran la comunidad de macroinvertebrados bénticos. Este índice se expresa en tanto por ciento y tiene valores comprendidos entre el 0% y 100%. Cuanto mayor es su valor mayor es la diversidad de la comunidad. Su significado según Criterios de la Directiva Marco del Agua (AQEM, 2002) se dirige a explicar diversidad. Principalmente es indicador de los siguientes impactos: polución orgánica, degradación en la morfología del río y degradación general.

• Diversidad de Margalef. Parte de la idea expresada por Margalef de utilizar un índice de diversidad como un índice para el control del impacto de la actividad humana (Margalef, R (1989). Reflexiones sobre la diversidad y significado de su expresión cuantitativa. Simposio sobre Diversidad Biológica. Madrid, 1989) Su fórmula es Dm = LogS/LogN. Su significado según Criterios de la Directiva Marco del Agua (AQEM, 2002) se dirige a explicar composición taxonómica y diversidad. Principalmente es indicador de los siguientes impactos: Polución orgánica, degradación en la morfología del río y degradación general

Para cumplir con el compromiso de caracterizar la comunidad de macroinvertebrados mediante Cociente entre taxones sensibles a perturbaciones y taxones insensibles se propone estudiar las siguientes variables o métricas:

• IBMWP (Biological Monitoring Working Party: versión española) (Alba Tercedor, J. & A. Sanchez Ortega1988. Un método rápido y simple para evaluar la calidad biológica de las aguas corrientes basada en el de Hellawell (1978). Limnetica 4, 51, Armitage, P.D., D. Moss, J.F. Wright & M.T. Furse 1983. The performance of a new biological water quality score system based). El índice se computa sumando las puntuaciones asignadas a los distintos taxones



encontrados en las muestras de macroinvertebrados y que se citan en una lista elaborada al respecto. La mayor o menor puntuación asignada a un taxón está en función de su mayor o menor sensibilidad a la contaminación orgánica y al déficit de oxígeno que este tipo de contaminación suele provocar en la mayor parte de los ríos, a excepción de aquellos sistemas de ríos más torrenteros y de aguas agitadas y por ello muy oxigenadas, como es el caso de la mayor parte de los ríos vascos. Tiene como códigos indicativos del parámetro para la base de datos europea: bmwpe o BMWP Score Spain y bmwpef o BMWP Family Spain. Su significado según Criterios de la Directiva Marco del Agua (AQEM, 2002) se dirige a explicar el Ratio entre taxones sensitivos/ taxones resistentes. Principalmente es indicador de polución orgánica.

• IASPT (Puntuación media por taxón). (Armitage, P.D., D. Moss, J.F. Wright & M.T. Furse 1983. The performance of a new biological water quality score system based). El ASPT´ es el BMWP´ dividido por el número de familias presente en la lista de taxones. Cada familia con más de 2 individuos por muestra. Su significado según Criterios de la Directiva Marco del Agua (AQEM, 2002) se dirige a explicar el Ratio entre taxones sensitivos/taxones resistentes. Principalmente indicador de polución orgánica.

• Estado ambiental E (E%) (Modelo SCAF®): Pretende informar de la Relación entre taxones sensibles a perturbaciones y taxones insensibles + Diversidad taxonómica mediante el índice E (E%) Estado Ambiental (Modelo SCAF®) cuya fórmula es E (%) = P(D) x P(BMWP´). Así se ha utilizado el modelo “Sistemática de la Calidad de las Aguas Fluviales” (SCAF.): (Anbiotek, 1993; en Gobierno Vasco, 1993). Las bases científicas y técnicas pueden estudiarse en: Docampo et al. (1993), Docampo y G. de Bikuña (1994) y Docampo, 1994. Actualmente se prepara una publicación con la descripción pormenorizada de las

ecuaciones que intervienen en este modelo. Mediante el índice de estado ambiental del citado modelo, se discriminan las estaciones según su nivel de calidad, entendiendo la buena calidad como un alto grado de similitud con los ambientes naturales. P(D) y P(BMWP´) son respectivamente, la probabilidad que tiene el tramo analizado para mantener la máxima diversidad ecológica para la región correspondiente y la probabilidad de que esta diversidad esté constituida por el mayor número de especies estenóicas especialmente a la contaminación de tipo orgánico y sustancias biológicamente muy tóxicas como los cianuros, metales pesados, PCBs, etc. Intervienen dos indicadores biológicos: uno de diversidad (D=Dimensión fractal de la biocenosis (Es un índice derivado del índice D de Margalef y desarrollado como índice biológico para ser aplicado a las comunidades fluviales por Docampo y G. De Bikuña (1994). Expresa la rapidez con que se identifican especies de invertebrados del bentos o de cualquier otra taxocenosis al incrementar el tamaño de la muestra biológica) y otro biótico (BMWP’: Alba et al, 1988). Su significado según Criterios de la Directiva Marco del Agua (AQEM, 2002) se dirige a explicar el Ratio entre taxones sensitivos/taxones resistentes. Principalmente es indicador de los siguientes impactos: Polución orgánica, degradación en la morfología del río, y degradación general

El Modelo SCAF® valora, además del Estado Ambiental, la desviación de las características de la masa respecto a su estado ecológico natural, tal y como exige la DM. Para ello, determina los impactos producidos por la actividad humana (vertidos, embalses, canalizaciones, etc.) mediante el cálculo de los siguientes indicadores:

• IS: cuantifica el impacto producido por la actividad antropogénica en pérdida de diversidad en número de taxones con respecto a las condiciones naturales.

• IH: cuantifica el impacto producido por la actividad antropogénica en pérdida de diversidad en bits/ind.



• IP: cuantifica el impacto producido por la actividad antropogénica en pérdida de heterogeneidad ambiental.

• IE: cuantifica el impacto producido por la actividad antropogénica en grado de conservación del ecosistema acuático.

Para una información más detallada se recomienda consultar el volumen de metodología correspondiente al informe de la Red realizado en el año 2003 (Borja et al., 2004).

En el caso de métricas con valores de referencia (IBMWP y IASPT), las clases de calidad se obtienen por el cálculo del EQR, es decir, por comparación con los valores en condiciones de referencia, que son valores distintos según la región biológica a la que pertenece la estación de muestreo.

Los valores de referencia necesarios para la obtención de los EQR se han extraído del trabajo de Caracterización de las masas de agua de la CAPV, Gobierno vasco, 2002 ver mas extensamente en (Borja et al., 2003).

Región BMWP’ (MB)

ASPT’ (MB)

Cuencas Mediterráneas Grandes Ríos (GR) >58 >3,9

Depresión (D) >115 >4,7 Montaña Mediterránea >120 >5,2 Montaña Húmeda (MH) >134 >5,5

Montaña Húmeda subtipo divisoria (MHd) >125 >5,8 Cuencas Cantábricas

Ejes Principales (EJP) > 115 > 4,7 Pequeños ríos costeros (PRC) > 100 > 5,2

Vasco-Cantábrica (RVC) > 135 > 5,0 Vasco-Pirenaica (RVP) > 120 > 5,6

Tabla 8.- Condiciones de referencia y ecorregiones establecidas en el proyecto de Caracterización de las masas de agua de la CAPV, Gobierno Vasco, 2002.

Para métricas sin valores de referencia se da una asignación de SCORE, es decir, como no puede aplicarse el EQR, se clasifican las masas de agua con un valor único entre 0 y 1 (tantos por uno) o entre 1 y 5, y dividido en cinco clases con objeto de poder equipararse posteriormente en un método multiparamétrico con las otras métricas.

Esta asignación de valor o “score” se hace mediante el juicio de experto o mediante el análisis histórico como se expone en los siguientes apartados donde se especifica las valoraciones asignadas para cada métrica no

referenciada y en este caso las condiciones de referencia son las mismas para todas las estaciones de la CAPV.

Para establecer los límites de clase de la métrica Riqueza taxonómica se ha utilizado el análisis histórico de todos los datos obtenidos de esta métrica desde el año 1993, no se han establecido valores por tipos ya que las pruebas estadísticas aplicadas han evidenciado que no hay diferencias estadísticas significativas entre tipos.

Se utilizaron estaciones degradadas y de referencia ya que el método seguido para establecer los límites de clase ha sido el de marcas señaladas por los pecentiles 10, 25, 50 y 90. La distribución de los datos es “normalizada” o transformada en 5 grupos de puntuación (scores) o EQC como indica la DMA.

Como la Riqueza es una variable que decrece con la contaminación la asignación de puntuación o los límites de clase sigue una regla directa a la del percentil mayor: así valores por encima del 90% se le asigna una puntuación de 5, entre 90y 50% se le asigna la puntuación 4, entre 50 y 25 se le asigna la puntuación 3, entre 25 y 10 el valor 2 y por debajo del 10% una puntuación de 1.

Límites de clase Clase Score

>41 Muy bueno 5 33-41 Bueno 4 22-32 Aceptable 3 21-13 Deficiente 2 <13 Malo 1

Tabla 9.- Límites de clase o EQC para la métrica Riqueza de taxones (G. de Bikuña et al, 2005)6

Las métricas relativas a la abundancia, composición y estructura taxonómica tienen una valoración subjetiva aunque basada en el conocimiento científico e histórico. Así se valora positivamente:

• Una composición y estructura de la comunidad adecuada al tramo (alto, medio o bajo) al que pertenece la estación,

6 B. García de Bikuña, A. Agirre, J. Arrate, H. Fraile, J.M. Leonardo, E. López; M. Moso, A. Manzanos, 2005. Desarrollo de una metodología para la determinación de la calidad biológica del agua según la DMA (en preparación)



• La presencia de taxones de alto valor ecológico y

• La presencia de taxones indicadores de estabilidad de la población;

y negativamente que

• la comunidad no sea acorde con la esperada según el tramo al que pertenece la estación,

• y la presencia de especies indicadoras de contaminación o de alteraciones morfológicas (especies lénticas en un tramo reófilo, especies invasoras etc).

La abundancia sólo se tienen en cuenta con valores extremos, muy altos o muy bajos, y entonces penaliza o rebaja la valoración de este apartado, aunque normalmente lo único que hace es corroborar la calidad determinada con la composición y estructura.

El número de EPT y la Abundancia de Sel_Plecoptera_M, solo se consideran y se valoran por comparación entre pares de valores; es decir, son métricas que disminuyen sus valores por la contaminación, por lo tanto, se valora cuando se aprecia una disminución.

Respecto al Índice de diversidad de Shannon–Wiener, no se tienen referenciados los valores de calidad para cada región. Así, se ha establecido, para todos los ríos de la CAPV, una asignación de rangos y de clases de calidad según la Tabla siguiente.

Límites de clase Clase >4,5 Muy bueno

3,6-4,5 Bueno 2,6-3,5 Aceptable 1,6-2,5 Deficiente 0-1,5 Malo

Tabla 10.- Límites de clase establecidos para el Índice de diversidad de Shannon–Wiener.

Esta tabla se ha establecido a juicio de experto y teniendo en cuenta los valores empíricos máximos que adquiere esta métrica en nuestro contexto biogeográfico (G. de Bikuña & Docampo, 1994)8. Para una mejor asignación, en 8 G. de Bikuña, B & Docampo, L 1994. Development and application of a diversity index (D) to the benthic macroinvertebrates communities in the rivers of Biscay (North of Spain), Arch. für Hidrobiology 129 (3) 353-371.

un futuro debieran establecerse diferentes marcas de clase para tramos altos o tramos medios-bajos que son los existentes en nuestro contexto.

Respecto al Índice de Berger-Parker, se procede de forma similar que con el índice de Shannon-Wiener, es decir, para todos los ríos de la CAPV, se plantea una asignación de rangos y de clases de calidad según la Tabla siguiente.

Límites de clase Clase

<20% Muy bueno 39-20% Bueno 59-40% Aceptable 79-60% Deficiente >80% Malo

Tabla 11.- Límites de clase establecidos para el Índice de Berger- Parker.

Los Índices de diversidad de Simpson-Gini y el de Diversidad de Margalef únicamente se utilizan si se producen discrepancias ya que suelen ser concordantes con los otros índices de diversidad.

Con la media de las puntuaciones de riqueza taxonómica, de Índice de diversidad de Shannon–Wiener, y de Índice de Berger-Parker se obtiene la valoración final de la diversidad.

Respecto al Índice ASPT’ y al Índice BMWP´ que proporcionan la relación entre taxones tolerantes e intolerantes, puesto que hay establecidas condiciones de referencia para cada ecorregión, se referencia respecto a los valores umbral asignados a cada región biológica, obteniéndose la clase de calidad (5 rangos de clase) de cualquier estación respecto a este indicador.

Por su lado, el índice de Estado ambiental no necesita referenciarse debido a que en su desarrollo ya lleva la referencia a la máxima calidad posible al ser su formulación un desarrollo del “concepto de probabilidad de adquirir el mayor potencial ecológico que le corresponde por región biogeográfica”.

Para obtener el valor final se propone seguir un método multiparamétrico que es una combinación de las puntuaciones de todas las variables en una fórmula multimétrica simple que permite obtener la clase de estado ecológico del río estudiado.

Así en el informe de este año y después de la asignación de SCORE se aplica el método



multiparamétrico siguiente según AQEM(2002). Para nuestro caso la fórmula de cálculo de la calidad biológica debida a macroinvertebrados es la siguiente, donde A1, B1......etc indican las

siguientes métricas. Así cada una de las métricas analizadas participa en el resultado final con diferentes pesos según se resumen en la tabla siguiente:

INDICADOR METRICA Condiciones de referencia

Puntuación asignación de SCORE

(valores de 1 a 5) Peso

Composición y Estructura de la

comunidad Estructura taxonómica No Juicio de experto

Abundancia taxonómica Abundancia No Juicio de experto

20% con ponderación a

juicio de experto

A1

Riqueza específica No Juicio de experto Ponderación a

juicio de experto

Índice de Berger-Parker No asignación de SCORE 10% Diversidad taxonómica

Índice de Shannon-Weaver No asignación de SCORE 10%

B1

Biological Monitoring Working Party: BMWP´ Sí EQR 20% C1

ASPT´ (Puntuación media por taxón) Sí EQR 20% D1

Relación entre taxones sensibles y

resistentes Estado Ambiental (Modelo SCAF®)

No es necesario Escala propia 20% E1

Para los límites entre las diferentes categorías de calidad para el elemento macroinvertebrados bentónicos en ríos se usa la Tabla siguiente en la cual se han utilizado las marcas de clase propuestas.

Clase de calidad

biológica Score

Cb Límites de clase

REFCOND Muy Buena > 4,3 0,83-1

Buena 3,6-4,3 0,62-0,82 Aceptable 2,7-3,5 0,41-0,61 Deficiente 1,8-2,6 0,20-0,40

Mala <1,8 <0,20 Tabla 12.- Límites de clase establecidos para Clases

de calidad biológica de macroinvertebrados bentónicos en ríos.

Hay que señalar que en el año 2002 la metodología empleada fue similar en cuanto a aplicar los EQR. Sin embargo, el diagnóstico final de la Calidad biológica derivada del estudio de los macroinvertebrados fue el resultado de aplicar el “juicio de experto” o de la elección del peor caso posible si este caso era el dominante (p.ej. si dos de las variables determinaban un estado Malo y una Bueno nos decidíamos por el peor caso salvo que a juicio del experto diéramos mas importancia a la variable que definía el mejor caso). Por tanto, la metodología en su parte final adolecía de cierta arbitrariedad.

En el informe de 2003 se planteó la aplicación de este método multiparamétrico que pretendía solucionar el problema de arbitrariedad indicado.

Se ha procedido de esta manera ya que se considera, que con todas sus deficiencias, algunas métricas tienen sus condiciones de referencia establecidas mientras que las otras métricas no han sido todavía analizadas a la luz de su trayectoria histórica y por tanto no tienen asignadas condiciones de referencia más allá de las consideraciones apriorísticas de juicio de experto. En próximos años debieran considerarse todas las métricas por igual ya que si no se están distorsionando o derivando hacia un tipo de impacto la clasificación obtenida. No hay que olvidar que las métricas que nos expresan la relación entre taxones sensibles y resistentes son métricas indicadores fundamentalmente de polución orgánica, por lo que estaremos dando una clasificación muy orientada hacia este impacto.

Un trabajo a futuro, y que excede el ámbito de este proyecto de red de seguimiento, será definir los rangos de valores en las condiciones de referencia para todas las métricas utilizadas con objeto de evitar en lo posible la arbitrariedad.



1.4.2 FAUNA ICTIOLÓGICA

La metodología de muestreo y obtención de datos está de acuerdo con el protocolo específico desarrollado por el Proyecto STAR ó 'STARFISH sampling protocol'. En última instancia, este protocolo se remite al Documento prEN 14011:2002(E), Revisión de 2002, preparado por el Comité Técnico CEN/TC230 "Water análisis - Sampling of fish with electricity" como documento de trabajo último previo a su emisión como Norma CEN estándar.

Con respecto a las estaciones de muestreo para el estudio de la fauna ictiológica, se ha revisado la idoneidad de la localización del “punto de muestreo” (sampling site) en todas las estaciones propuestas de la Red de Vigilancia, y modificado o ampliado en las estaciones en que se ha considerado oportuno. El objetivo de esta revisión ha sido adecuarse a las especificaciones establecidas en los protocolos anteriormente citados con el fin de establecer estándares de muestreo que permitan realizar comparaciones interanuales o con otros ámbitos geográficos.

Como norma general, cada superficie de muestreo de cada estación presenta las siguientes características:

• ser vadeable durante los trabajos de muestreo;

• recoger la diversidad de hábitats existente, con el fin de caracterizar la comunidad piscícola lo mejor posible, y detectar las especies características del tramo junto con aquellas otras acompañantes;

• presentar condiciones de hábitat lo más representativas posible de todo el “área de estudio” (survey area);

• tanto su localización como su extensión han de ser tales que se garantice una comunidad piscícola homogénea y una alta capturabilidad.

Para el caso de las estaciones del territorio de Álava, así como las unidades hidrológicas de Deba y Urola, la superficie de muestreo (punto de muestreo) ha sido delimitada, cartografiada, croquizada y caracterizada con el fin de que sea la misma en muestreos sucesivos.

Si bien en un principio estaba previsto realizar muestreo de campo en todas las estaciones de la Red de Vigilancia, de los 100 muestreos inicialmente programados solamente se realizaron 93 puesto que para un total de 7 estaciones la Diputación Foral de Bizkaia no concedió permiso de muestreo.

Los datos que aporte la Diputación Foral de Bizkaia sobre las estaciones no muestreadas serán incluidos en los distintos apartados de este informe, de acuerdo con su grado de compatibilidad y/o idoneidad con la metodología empleada por la Red de Vigilancia.

Como método de captura se utiliza la pesca eléctrica, que se realiza acotando una superficie dentro de cada tramo o punto de muestreo. La pesca eléctrica como herramienta básica del análisis in situ de las comunidades piscícolas se considera una metodología estandarizada, ampliamente utilizada y no perjudicial para los peces si se lleva a cabo correctamente (Lobón-Cerviá, 1991). El personal que desempeña las labores de campo es buen conocedor de la fauna piscícola de la CAV, al tiempo que también es conocedor de los principios de la pesca eléctrica, así como de los riesgos y procedimientos de su práctica.

El equipo de pesca eléctrica empleado es propiedad de la empresa ANBIOTEK SL y consta de los siguientes elementos básicos:

• Generador HONDA EM30, de salida constante 2600 V/A (CA), 12 V/A (CC); regulación de voltaje mediante sistema Cyclo-Converter; nivel sonoro 97 dB.

• Equipo ELECTRACATCH WFC5-10 (Inglaterra), que consta de convertidor con regulador de corriente, tanto de corriente continua (entre 50 y 100 pulsaciones) como de corriente alterna, ajuste de amplitud y sistema de paro de emergencia.

Mediante la pesca eléctrica se crea un campo eléctrico en el agua entre el cátodo (elemento fijo, constituido por una malla de superficie regulable o por un látigo de longitud mínima de 2 m.) y el ánodo (constituido por un aro metálico sujeto por



una pértiga, y que es desplazado a lo largo del cauce por el muestreador). El resultado es que los peces experimentan tanto una galvanotaxia hacia el muestreador como una electronarcosis, fenómenos ambos que facilitan su captura y extracción del agua con redeños o sacaderas.

Por regla general, la superficie a muestrear queda comprendida entre el cátodo, situado aguas abajo y un límite superior natural (un rápido, un estrechamiento, etc.) o artificial (un azud, etc.) con el fin de que no escapen peces del área a prospectar. No se emplean a tal efecto redes donde puedan quedar enganchados y/o estrangulados los peces. Se utiliza corriente continua en todo momento (menos peligrosa para la fauna que la corriente alterna); la intensidad eléctrica de trabajo está comprendida, normalmente, entre 0,5 y 2,5 Amperios, dependiendo de la conductividad de las aguas, y es elegida a voluntad mediante el uso de un regulador incorporado al equipo rectificador. Esto es muy importante porque el objetivo es provocar el menor daño posible a los peces, aún a riesgo de reducir la eficiencia de captura. A su vez, se trabaja con voltajes lo más bajos posible, con el fin de maximizar las posibilidades de recuperación de los individuos sometidos a electronarcosis.

Para la identificación de los individuos, éstos son mantenidos a la sombra, en cubetos de 60 litros de capacidad, con agua fresca y renovada. En el caso del muestreo semicuantitativo, los trabajos de manipulación, identificación, contaje y medición de la fauna se utiliza un anestésico de uso corriente (2-fenoxietanol) que inmoviliza los ejemplares mientras se procede a su manipulación.

Una vez manipulados, los peces son devueltos al agua, salvo que se destinen como muestra biológica para otro tipo de analíticas.

Con el fin de realizar una auto-evaluación del muestreo se registran, por un lado, la conductividad y temperatura del agua, con el fin de conocer mejor las condiciones de la pesca eléctrica; y por otro lado, se anotan otras circunstancias como número de bajas por muerte y comportamientos anómalos de los peces.

En el caso en que existan riesgos de transmisión de parásitos o enfermedades, como el caso de la afanomicosis, tras el muestreo, se procede a desinfectar todo el equipo (trajes y aparatos). En todo caso se siguen las normas establecidas por las autoridades competentes en materia de protección de la fauna silvestre.

Para determinar la época de muestreo de cada estación o tramo, todos los cauces se clasificaron dependiendo de su caracterización biotipológica básica: tramos de Salmónidos y tramos de Ciprínidos (donde también quedan incluidos los tramos de Platija o de transición a estuario). Independientemente del grado de cada estación, las estaciones caracterizadas como de salmónidos fueron muestreadas durante los meses de junio y julio. A su vez, las demás estaciones se muestrearon durante los meses de septiembre y octubre. Esta división de las estaciones en diferentes épocas permite:

• alterar lo menos posible las especies de Ciprínidos, de reproducción al final de la primavera; y

• evitar condiciones de estrés hídrico: escasez de agua en tramos altos (tramos de Salmónidos) y exceso de agua en tramos bajos (tramos de Ciprínidos y de Platija)

Como norma general, los muestreos fueron cancelados y pospuestos en el caso de ocurrir las siguientes circunstancias:

• durante o poco tiempo después de crecidas;

• en situaciones de muy bajo caudal;

• en condiciones de lluvias;

• en condiciones de turbidez del agua;

• en tramos Ciprinícolas, durante los meses de Mayo, Junio y Julio.

El empleo de pesca eléctrica implica un estrés importante para las poblaciones, estrés que se acrecienta cuando los ejemplares han de ser manipulados para su caracterización (longitud, peso y estado sanitario), por lo que la realización de un análisis cuantitativo no es aconsejable de modo anual en redes de vigilancia como la que nos ocupa. En 2004 se realizaron muestreos semicuantitativos en todas aquellas estaciones en



que no se hubieran realizado en los años 2002 y 2003 (cronograma), con el fin de disponer para el informe de 2004 de, al menos, un análisis semicuantitativo de cada estación. De este modo se completó el cronograma de muestreos ya realizado en 2002, con el fin de incluir las nuevas estaciones dadas de alta en estos 3 años. A su vez, en 2005 se inicia un nuevo ciclo que acabará en 2007, completándose de nuevo el ciclo trianual.

Para la valoración de la comunidad piscícola se muestrean anualmente todas las estaciones de muestreo, si bien el esfuerzo que se realiza es de dos tipos de muestreo:

• Cualitativo, permite cuantificar las poblaciones presentes en cada tramo mediante el contaje de los ejemplares de cada especie, la frecuencia de aparición de cada una de ellas. No se realizan cálculos de estima de la población y el total de individuos obtenido para cada especie es un total muestral (n) y no poblacional. También se calcula la diversidad de la comunidad. Al tiempo que se realiza su identificación y caracterización, son anotadas las diferentes anomalías sanitarias que se detectan, observaciones éstas indicadoras tanto de la “salud” de estos organismos como del tramo fluvial en el que viven.

• Cuantitativo. Este tipo de muestreo, que requiere un mayor esfuerzo de muestreo, se realiza de manera semicuantitativa mediante el método de capturas sucesivas (hasta 3 capturas) por unidad de esfuerzo constante. Tiene por objetivo conocer el tamaño de la población, su composición específica y la estructura poblacional. Permite estimar parámetros de densidad mediante el método de Moran-Zippin (Zippin, 1958; Seber & Le Cren, 1967). De este modo se puede estimar el tamaño poblacional de cada especie (N) a partir del diferente número de individuos obtenido en cada captura. Para la estima del tamaño poblacional se emplea la solución explícita de cálculo elaborada por Junge & Libosvarsky (1965) y modificada por Lelek (1974). A su vez, se calcula la densidad específica en términos de biomasa total

específica, para lo que se emplea el modelo de Leslie & Davies (1939). También se analiza la estructura de clases de edad mediante aproximación a partir del estudio de distribución de la longitud furcal de los ejemplares capturados, y s

Como indicadores referidos a fauna ictiológica para ríos se obtiene información respecto a los siguientes apartados:

• Composición taxonómica y número de especies. Porcentaje de individuos de las distintas especies.

• Abundancia taxonómica: densidad (individuos / 100 m2) y densidad de biomasa.

• Estructura de edad de las distintas especies de la comunidad ictiológica (estructura de tamaño)

• Diversidad taxonómica: Número de taxones autóctonos o riqueza específica (S), Índice de Berger-Parker (B); Índice de Shannon-Wiener (H).

• Relación de especies sensibles/tolerantes. para la cual se consideran especies sensibles a la contaminación las siguientes: salmón, trucha común, fraile, gobio y piscardo;

• Extinción o recuperación de especies relictas y/o protegidas. Análisis de ausencia de especies autóctonas esperables, mediante la comparación de las especies autóctonas encontradas y las esperables en el tramo;

• Proliferación de especies foráneas. Análisis de especies introducidas o exóticas, tanto las especies foráneas (introducidas desde otros ámbitos geográficos) como aquellas especies que por modificación de las características limnológicas de una estación aparezcan en un tramo que no les corresponde.

La DM indica que se deberá analizar la composición, abundancia y estructura de edades de la fauna ictiológica, analizando a su vez si están presentes todas las especies sensibles a las perturbaciones específicas del tipo, es decir, la relación existente entre la diversidad de taxones presentes y la de taxones que normalmente se dan en el estado no perturbado del ecosistema. Por último, también indica que es necesario



analizar las estructuras de edad de las comunidades ictiológicas para analizar el grado de perturbaciones atribuibles a la incidencia antropogénica en los indicadores de calidad fisicoquímicos o hidromorfológicos y considerar si alguna o algunas especies no logran reproducirse o desarrollarse de forma adecuada.

Los resultados obtenidos para las distintas variables que caracterizan cada indicador son muy diversos y, en la mayoría de los casos, difíciles de ponderar a la hora de diagnosticar el estado de la comunidad piscícola. El problema es que actualmente se carece del conocimiento de las condiciones de referencia para dichas variables, por lo que los resultados se han de valorar, en la mayoría de los casos, a juicio de experto y sin tener en cuenta todas las variables contempladas.

Con respecto a la composición de la comunidad piscícola no se ha determinado dicha composición para las comunidades naturales de ictiofauna en ríos ni tampoco una regionalización y tipificación adecuada. Sin embargo en el ámbito de este informe se considera la siguiente caracterización biotipológica básica:

• tramos de Salmónidos, cuya especie característica es la trucha, Salmo trutta fario;

• tramos de Ciprínidos cuyas especies representantes son el barbo de Graells, Barbus graellsii, y la loina, Chondrostoma miegii;

• tramos de transición a estuario, siempre por encima del ámbito intermareal, cuya especie característica es la platija, Platichthys flesus; y

• crenon, o áreas de cabecera donde no se reúnen condiciones para la vida piscícola, y que corresponde a un área poco presente (la estación OMSA-034 se ha incluido en este grupo) en el ámbito de la Red de Vigilancia.

A partir de esta clasificación básica se han asignado a juicio de experto los taxones potenciales de cada tramo fluvial (estación), en condiciones de ausencia de alteraciones, asignación que ha tenido como base los datos de campo de la Red de Vigilancia desde 1993, así como diversas informaciones bibliográficas existentes, entre las que se pueden destacar los trabajos de Alvarez et al. (1985, 1998), Docampo y Rallo (1987) y Asensio et al. (1996). Esta asignación de comunidad potencial se presenta en la tabla adjunta.



Estación

Tipo

de

mue

stre

o

Angu

illa a

ngui

lla(A

ngui

la)

Phox

inus

pho

xinu

s(Pi

scar

do)

Salm

o tru

tta fa

rio(T

ruch

a)

Barb

atul

a ba

rbat

ula(

Loch

a)

Cho

ndro

stom

a m

iegi

i(Loi

na)

Salm

o sa

lar(S

alm

ón)

Barb

us g

rael

lsii(

Barb

o de

Gra

ells

)

Che

lon

labr

osus

(Mub

le)

Plat

icht

hys

flesu

s(Pl

atija

)

Cho

ndro

stom

a ar

casi

i(Ber

mej

uela

)

Gas

tero

steu

s gy

mnu

rus(

Espi

noso

)

Cob

itis

cald

eron

i(Lam

preh

uela

)

Sala

ria fl

uvia

tilis(

Blen

io)

Squa

lius

pyre

naic

us(Z

apar

da)

Tinc

a tin

ca(T

enca

)

Barb

us h

aasi

(Bar

bo c

olirr

ojo)

Gob

io g

obio

(Gob

io)

Liza

ram

ada(

Mor

ragu

te)

Sin

pec

es

Tram

o

Obs

erva

cion

es

A-062 MSC X X X X X S (1) A-202 MSC X X X X X X X X X P

AG-126 MC X X X X X S ARAR-150 MSC X X X X X X X S

AS-045 MSC X X X X S AS-160 MC X X X X X X X P B-062 MSC X X X X X X S (1) B-226 MSC X X X X X X X C

BA-258 MC X X X X X X X X S BA-558 MC X X X X X X X X X C

BAN-040 MC X X X S BAT-060 MC X X X X X X S BES-086 MC X X X X X P BI-555 MSC X X X X X X X X X P

BIJA-050 MC X X X X X X P D-034 MC X S D-202 MC X X X X X X S D-296 MC X X X X X X X C D-460 MC X X X X X X X C

DEG-068 MC X X X X X S DMI-044 MC X X X S DO-095 MC X X X X X X S EG-146 MSC X X X S EG-380 MC X X X X X X S

EGBI-102 MC X X S EGBR-172 MC X X X X S

G-082 MC X X X X X P GA-095 MSC X X X X X S

I-140 MC X X X X X X X C I-160 MC X X X X X X X C I-271 MSC X X X X X X X C I-394 MC X X X X X X X C

IA-120 MC X X X X X X X S IA-222 MC X X X X X X X C IE-140 MC X X X X X C IN-175 MC X X S IN-235 MSC X X S K-130 MC X X X X X S

KA-326 MC X X X X X X X C KA-372 MC X X X X X X X C KA-517 MSC X X X X X X X C

KAH-100 MSC X X X X S KAH-326 MC X X X X X X C

L-040 MSC X X X X X S (1) L-112 MSC X X X X X S (1) L-196 X X X X X S (1)

LEA-046 MC X X X X X X P M-045 MSC X X X X S (1) M-190 MSC X X X X X X X X X P

MGA-075 MSC X X X X X S (1) N-120 MC X X X X X S N-258 MC X X X X X X X C N-338 MC X X X X X X X C N-520 MSC X X X X X X X C

NA-062 MC X X X X X X S NA-260 MC X X X X X X C



Estación

Tipo

de

mue

stre

o

Angu

illa a

ngui

lla(A

ngui

la)

Phox

inus

pho

xinu

s(Pi

scar

do)

Salm

o tru

tta fa

rio(T

ruch

a)

Barb

atul

a ba

rbat

ula(

Loch

a)

Cho

ndro

stom

a m

iegi

i(Loi

na)

Salm

o sa

lar(S

alm

ón)

Barb

us g

rael

lsii(

Barb

o de

Gra

ells

)

Che

lon

labr

osus

(Mub

le)

Plat

icht

hys

flesu

s(Pl

atija

)

Cho

ndro

stom

a ar

casi

i(Ber

mej

uela

)

Gas

tero

steu

s gy

mnu

rus(

Espi

noso

)

Cob

itis

cald

eron

i(Lam

preh

uela

)

Sala

ria fl

uvia

tilis(

Blen

io)

Squa

lius

pyre

naic

us(Z

apar

da)

Tinc

a tin

ca(T

enca

)

Barb

us h

aasi

(Bar

bo c

olirr

ojo)

Gob

io g

obio

(Gob

io)

Liza

ram

ada(

Mor

ragu

te)

Sin

pec

es

Tram

o

Obs

erva

cion

es

NZ-124 MC X X X X X X S O-122 MC X X X X X C (3) O-262 MC X X X X X X X C O-424 MC X X X X X X X C O-490 MSC X X X X X X X C O-606 MSC X X X X X X X P

OAM-090 MSC X X X X X X S OAR-226 MC X X X X X X X C OAZ-156 MSC X X X X X X C OES-116 MSC X X X X X X X C OI-044 MC X X X X S OI-102 MC X X X X X S OK-045 MC X X X X X X X C OK-114 MSC X X X X X X C

OKGO-120 MSC X X X X X X X X P OKMA-040 MC X X X S OKMA-056 MC X X X S OLE-382 MSC X X X X X X X S OM-080 MSC X X X X S OM-244 MC X X X X X X X S OM-380 MC X X X X X X X C (2)

OMSA-034 MC X CR OMTU-136 MC X X X X X X C

PU-080 MC X S U-026 MC X X S U-160 MC X X X X X S U-210 MSC X X X X X S U-490 MSC X X X X X X X C

UAL-090 MSC X X X X S UIB-154 MSC X X X X X X X C UR-320 MC X X X X S UR-434 MC X X X X X X X P Z-060 MC X X X X X S Z-160 MSC X X X X X S Z-336 MC X X X X X S Z-576 MSC X X X X X X X X C Z-828 MSC X X X X X X X X C

ZAL-150 MC X X X X X X X C ZAY-018 MC X X S ZAY-372 MC X X X X X X S ZBA-088 MC X X X X X X S ZSE-042 MC X X X X S ZSE-288 MC X X X X S ZZA-160 MC X X X X C

Tabla 13.- Comunidad piscícola potencial de cada estación de la Red de Vigilancia. Clasificación biotipológica: ‘S’, tramo

Salmonícola; ‘C’, tramo Ciprinícola; ‘P’, tramo Platija; ‘CR’, Crenon. Observaciones: (1) Sin permiso de pesca de DFB. (2) Desplazada a abajo de Bergüenda ; (3) Nueva en la Red de Vigilancia. Tipo de muestreo MC: Cualitativo; MSC: Semicuantitativo



En el informe actual se aplica la metodología empleada en 2003 tras el cual se han realizado muestreos semicuantitativos en todas las estaciones de la Red de Vigilancia. En un futuro inmediato se pretende ir aplicando otros métodos y/o criterios empleados por otros equipos de trabajo, o los elaborados por el equipo propio, con el fin de ir obtener diagnósticos más completos y objetivos y de converger hacia otras metodologías.

Para realizar el diagnóstico de calidad biológica utilizamos el Índice ECP (Estado de Conservación de las poblaciones de Peces), que incorpora las siguientes variables:

• Valoración del número de especies autóctonas presentes frente a las potenciales (Vs), con un rango de variación de 0 a 2 puntos, donde el 2 se corresponde con la situación potencial de referencia. Para su cálculo se determina la relación especies autóctonas/ especies autóctonas potenciales, y se multiplica por 2.

• Valoración de las especies alóctonas o aquellas especies que no correspondan con la biotipología potencial del tramo (Vf), con un rango de variación de 0 a 1 puntos, donde el 0 se corresponde con la situación potencial de referencia de ausencia de especies alóctonas; para el resto de situaciones se emplea la escala cualitativa siguiente: 1 especie, -0,50 puntos; 2, -0,82; 3, -0,93; y 4 o más especies, -1,00 puntos. Como especies foráneas o exóticas se consideran además de las que no correspondan con la biotipología potencial, es decir, cuya presencia se deba a una alteración de las condiciones de hábitat del tramo, como puede ser p.e. la transformación de un tramo lótico en lenítico debido a un aumento de sección por canalización, aquéllas introducidas desde otros ámbitos geográficos en un periodo no superior a 200 años.

• Valoración de especies sensibles a la contaminación frente a las tolerantes (Vt), con un rango de variación de 0 a 1 puntos, y determinado a partir del peso de las especies sensibles en la comunidad piscícola. Para ello, como especies sensibles se han considerado especies sensibles a la contaminación las siguientes: salmón, trucha común, fraile, gobio y piscardo.

• Valoración de especies autóctonas vulnerables, raras o catalogadas en peligro, (Vc), con un rango de variación de 0 a 1 puntos, donde el 1 se corresponde con la situación de ausencia de este tipo de especies y el 0 con presencia de 1 ó más especies autóctonas vulnerables, raras o catalogadas en peligro. De este modo, lo que se intenta es promover la realización de planes de recuperación de dichas especies con el fin de que dejen de figurar en el catálogo de fauna en peligro.

• Valoración del porcentaje de afección de daños y/o patologías observadas en las poblaciones (Vp), con un rango de variación de 0 a 1 puntos, sobre la base del tanto por uno de individuos con patologías, donde el 1 se corresponde con la situación de ausencia de daños. Esta valoración se realiza en el momento de la toma de datos, en base a la cuantificación de ejemplares de todas las especies detectadas, y que presenten algún tipo de anomalía: heridas, hongos, etc.

Finalmente, para el cálculo del Índice ECP (Estado de Conservación de las poblaciones de Peces), se realiza un sumatorio de las siguientes informaciones:

ECP = Vs + Vf + Vt + Vc + Vp

Esta puntuación tiene un rango de puntuaciones entre 0 y 5 puntos. La clasificación final de la puntuación se realiza según un reparto de los 5 puntos máximos posibles (los EQC de la DM)



Clase de diagnóstico Significado ambiental Puntuación

Normalidad Comunidad bien representada. Presencia de las especies potenciales. Ausencia de especies alóctonas. ECP ≥ 4,60

Bueno Comunidad bien representada. Falta alguna de las especies potenciales. Buen diagnóstico de descriptores. 3,60 < ECP < 4,60

Moderado Comunidad alterada. Se constata desviación de alguno de los descriptores. 2,50 < ECP ≤ 3,60

Deficiente Comunidad muy alterada. Ausencia de importantes especies potenciales. Fuerte desviación de varios de los descriptores. 1,25 < ECP ≤ 2,50

Malo Comunidad totalmente alterada. Total desviación de descriptores. ECP ≤ 1,25 Tabla 14.- Límites de clase establecidos para Índice de Conservación de la vida piscícola (ECP).

Esta valoración no tiene en cuenta, hoy por hoy, otras informaciones como el índice de diversidad de la comunidad o la estructura de edad de cada especie que se obtiene en los muestreos semicuantitativos, puesto que se carece de valores de referencia para estos parámetros debido a lo desviado de la naturalidad

que se encuentran las comunidades piscícolas de los ríos de la CAPV.

En la tabla adjunta se enumeran las variables tenidas en cuenta, así como el peso a la hora de la realizar el diagnóstico de estado biológico, y si dichas variables participan en el índice ECP de valoración de la comunidad piscícola.

Indicador Variable Condiciones

de referencia

Peso ECP

Composición taxonómica (nomenclatura según Doadrio, 2001) No Valoración complementaria

a juicio de experto - Composición y cuantificación de

la comunidad Tamaño poblacional (Zippin, 1958; Seber & Le Cren, 1967) No - -

Densidad específica de individuos No - - Densidad específica de biomasa No - - Abundancia

específica Densidad de biomasa total No - -

Riqueza de especies autóctonas Propuesta Ponderación a juicio de experto -

Relación especies autóctonas presentes / potenciales

No es necesario 40% Vs

Indice de Berger-Parker No - -

Diversidad taxonómica

Indice de Shannon-Wiener No Valoración complementaria a juicio de experto -

Estructura poblacional Clasificación clases de edad-longitud No Valoración complementaria

a juicio de experto -

Relación especies sensibles / tolerantes No 20% Vt Especies sensibles

a perturbaciones Porcentaje de individuos con

deterioro sanitario No es

necesario 20% Vp

Especies relictas y/o protegidas Riqueza de especies relictas y/o protegidas No 20% Vc

Especies introducidas Riqueza de especies introducidas No es

necesario 20% (valoración negativa) Vf

Tabla 15.- Indicadores establecidos para la comunidad piscícola en el País Vasco, así como variables estudiadas y valoraciones correspondientes.



1.4.3 VIDA VEGETAL ASOCIADA AL MEDIO ACUÁTICO.

CLOROFILA Y FITOPLANCTON EN AGUAS CORRIENTES (PERIFITON)

Para la toma de muestras se realiza una selección de los sitios de muestreo, ya que se muestrea en una zona de rápidos, con una velocidad de corriente de unos 20 cm/seg. y en un tramo bien iluminado, tal como se recomienda en la Norma CEN TC 230. Este punto de muestreo coincide, generalmente, con el de macroinvertebrados.

Las estaciones de muestreo seleccionadas en el 2005 son las que se detallan en la tabla siguiente, es decir, todas las de Grado 1 y según cronograma a 3 años, las de Grado 2. Debido a la fuerte contaminación existente y a la presencia dominante de tapetes bacterianos, no se ha recogido muestra de perifiton en las estaciones D-296 del Deba, ni en la I-394 del Ibaizabal. En total se han muestreado 68 estaciones.

Unidad

hidrológica Cuenca Cod_Estación Grado

Agüera Agüera AG-126 1 Arakil Arakil ARAR-150 1 Artibai Artibai A-062 1 Artibai Artibai A-202 1 Baia Baia BA-258 1 Baia Baia BA-558 1

Barbadun Barbadun M-190 1 Bidasoa Bidasoa BI-555 1 Butroe Andraka BAN-040 2 Butroe Atxispe BAT-060 2 Butroe Butroe B-062 1 Butroe Butroe B-226 1 Butroe Estepona BES-086 2 Deba Deba D-460 1 Deba Oinati DO-095 1 Ega Berrón EGBR-172 1 Ega Ega EG-146 1 Ega Ega EG-380 1

Ibaizabal Altube NA-062 2 Ibaizabal Altube NA-260 2 Ibaizabal Arratia IA-120 2 Ibaizabal Arratia IA-222 1 Ibaizabal Asua AS-045 2 Ibaizabal Asua AS-160 1 Ibaizabal Galindo GA-095 2 Ibaizabal Gobelas G-082 2 Ibaizabal Herrerías KAH-100 2 Ibaizabal Herrerías KAH-326 1 Ibaizabal Ibaizabal I-140 2 Ibaizabal Ibaizabal I-160 1 Ibaizabal Ibaizabal I-271 1 Ibaizabal Ibaizabal IE-140 2 Ibaizabal Kadagua KA-326 2 Ibaizabal Kadagua KA-372 1 Ibaizabal Kadagua KA-517 1

Unidad hidrológica Cuenca Cod_Estación Grado

Ibaizabal Nerbioi N-258 1 Ibaizabal Nerbioi N-520 1 Ibaizabal Zeberio NZ-124 2 Inglares Inglares IN-175 1 Inglares Inglares IN-235 1

Karrantza Karrantza K-130 1 Lea Lea L-112 1 Lea Lea L-196 1

Oiartzun Oiartzun OI-102 1 Oka Golako OKGO-120 2 Oka Mape OKMA-040 2 Oka Mape OKMA-056 2 Oka Oka OK-045 1 Oka Oka OK-114 1

Omecillo Omecillo OM-080 1 Omecillo Omecillo OM-244 1 Omecillo Omecillo OM-380 1

Oria Oria O-262 1 Oria Oria O-424 1 Oria Oria O-606 1

Purón Purón PU-080 1 Urola Ibaieder UIB-154 1 Urola Urola U-160 1 Urola Urola U-210 1 Urola Urola U-490 1

Urumea Urumea UR-320 1 Urumea Urumea UR-434 1 Zadorra Ayuda ZAY-372 1

Zadorra Santa Engrazia ZSE-288 1

Zadorra Zadorra Z-160 1 Zadorra Zadorra Z-336 1 Zadorra Zadorra Z-576 1 Zadorra Zadorra Z-828 1

Tabla 16.- Muestreos de perifiton realizados en cada estación de la Red de Vigilancia.

El análisis de perifiton se realiza con una frecuencia de análisis anual. El muestreo de las 66 estaciones se ha realizado en la época de verano de 2005, desde el 15 de junio hasta el 19 de julio.

Como medios materiales para la realización de los muestreos y analítica in situ se dispuso de:

• Cutter, cepillo de dientes

• Cuadrante para fijar el área de muestreo sobre las piedras



• Viales de plástico de unos 50 ml de capacidad

• Formol al 4%

La recolección o muestreo de perifiton debe realizarse en ambiente lótico, para evitar el efecto de la deriva y deposición de algas microscópicas, que podría interferir con los resultados.

El muestreo se debe realizar en substratos duros y lo más estables posible (bloques>cantos>guijarros). En todos los casos se debe raspar (con un bisturí, con una navaja o con un cepillo de dientes) únicamente la cara superior de lo substratos. En arroyos de curso lento, es conveniente agitar las piedras seleccionadas en la zona de corriente para facilitar el desprendimiento de las especies accidentales y la eliminación de los depósitos de materiales orgánicos o minerales, además de las células muertas.

Se seleccionan entre 2 y 5 piedras (en función de la diversidad aparente del perifiton) y se procede a recoger todas las algas de un área definida (utilizando el bisturí, cutter y cepillo de dientes), integrando los materiales recogidos de cada piedra en una única muestra mixta. En la Normativa CEN TC-230 se indica que se deben tomar como mínimo 5 réplicas; sin embargo, en los ríos de la CAPV la variabilidad es pequeña y se ha comprobado que es suficiente con una única muestra integrada tal como se ha explicado anteriormente.

Se repite el mismo procedimiento de manera que finalmente se obtienen dos muestras de perifiton: una servirá para la determinación de pigmentos, por lo que se conservará en frío y en oscuridad hasta ser tratada en el laboratorio; mientras que la otra muestra servirá para la identificación de las diatomeas bentónicas y el cálculo de los índices, por lo que será fijada con formol al 4% pudiendo conservarse sin problemas hasta su análisis en el laboratorio.

Se completó un protocolo de campo consensuado con la Dirección del Proyecto, basándose en la Normativa CEN TC 230 (Guidance for routine sampling of benthic algae in shallow swift running waters) y que incluye como variables objeto de estudio in situ la cobertura

de perifiton, el tipo de sustrato, el % de sombreado del cauce y la claridad del agua.

Las metodologías de análisis y variables objeto de estudio en laboratorio son las siguientes:

Como metodologías de análisis en laboratorio para la determinación de pigmentos, Clorofila a, Clorofila b y Feopigmentos. La determinación de la concentración de pigmentos fotosintetizadores se realiza para estimar aproximadamente la biomasa y capacidad de fotosíntesis de los productores primarios (en este caso de las algas bentónicas).

En el laboratorio se procede a la filtración de la muestra de perifiton, sobre un filtro de fibra de vidrio (Whatman GF/C). Posteriormente se extrae la clorofila con acetona al 90%, utilizando un volumen concreto que permita la correcta extracción en función del tamaño de la muestra recogida. Después se procede a la centrifugación de la muestra (a unas 2000 rpm. durante 10 minutos) y se mide la absorbancia de la muestra a las distintas longitudes de onda según los procedimientos estandarizados.

La clorofila a puede sobreestimarse por incluir feopigmentos (y otros productos de degradación de la clorofila) que absorben cerca de la misma longitud de onda que la clorofila a, por lo que es recomendable utilizar la metodología de Lorenzen (1967). Si la muestra no contiene pigmentos de degradación se aplica el método tricromático (Jeffery y Humphrey, 1975).

La cuantificación de los pigmentos fotosintetizadores se utiliza para diagnosticar el estado fitofisiológico del ecosistema fluvial. El índice de clorofilas establece la siguiente clasificación de estados fitofisiológicos:

• SISTEMA I. Implica un elevado crecimiento algal del ecosistema fluvial, un estado de sobresaturación de clorofila "a" (biomasa vegetal) y manifestación de la eutrofización o hipereutrofización.

• SISTEMA II. Implica condiciones naturales en el metabolismo algal, con un equilibrio entre la producción y la asimilación por parte del ecosistema.



Se determinará el índice de pigmentos de Margalef (1989): D430/D665, que mide la relación entre la concentración de todos los pigmentos (carotenos, xantofilas y clorofilas a, b, c, d) y la concentración exclusivamente de clorofilas. IC es el Índice de Clorofilas y expresa el cologaritmo de la relación (a/b·f). Siendo a, la clorofila a; b, la clorofila b y f, los feopigmentos. Este índice es el utilizado para determinar el SISTEMA I y el SISTEMA II y expresa de forma más evidente la discriminación de ambos tipos de sistemas que el índice (D430/D665).

También se analiza la composición taxonómica y abundancia de los organismos fitobentónicos (principalmente diatomeas). No se determina la abundancia de algas bentónicas (diatomeas) en sentido estricto sino que se realiza un recuento con el objeto de poder aplicar el Índice IBD, que se detalla más adelante.

Las metodologías de análisis en laboratorio para la identificación de diatomeas implican tratamientos previos antes de proceder al estudio de las muestras y de los diferentes grupos algales. El protocolo a seguir es el siguiente:

Figura 11.- Tratamientos previos antes de proceder al estudio de las muestras de los diferentes grupos algales 1.

Extracción de 2 ml de muestra. 2. Adición 8 ml de peróxido de hidrógeno. 3. Tubos en un baño de agua caliente. 4. Centrifugación a velocidad lenta. 5. Extracción de algunas gotas de la suspensión para depositarlas en cubreobjetos. 6. Deposito de tres gotas de NAPHRAX sobre el portaobjetos. 7. Calentar hasta la ebullición de la resina. 8. Preparación fría lista para la observación microscópica. 9. Preparación microscópica con muchos restos de diatomeas.

• 1. resuspensión y agitación del contenido de los botes de muestreo; extracción de 2 ml de muestra y depositarlos en un tubo de ensayo

• 2. añadir 8 ml de peróxido de hidrógeno concentrado (110 o 130 Vol.) para destruir la materia orgánica. Para que el proceso pueda completarse son necesarias unas 12 horas a temperatura ambiente. Si se quiere acelerar el proceso se pueden colocar los tubos en un baño de agua caliente. En cualquier caso la duración del tratamiento dependerá de la cantidad de materia orgánica presente en la muestra. Al final debe obtenerse una solución ligeramente blancuzca.

• 3. adición de algunas gotas de ácido clorhídrico para eliminar los carbonatos de calcio presentes. Este paso también puede ser previo al tratamiento con el peróxido de hidrógeno

• 4. realizar tres o cuatro lavados con agua destilada mediante una centrifugación a velocidad lenta (1.500 rpm)

• 5. recuperar la suspensión en agua destilada y tomar algunas gotas de la suspensión obtenida para depositarlas en un cubreobjetos

• 6. dejar secar a temperatura baja (<40ºC) para evitar la formación de agregados de



células, en particular en los bordes de las preparaciones. Usar preferentemente cubreobjetos redondos y finos

• 7. limpiar por última vez el material con etanol y tolueno y evaporar en placa caliente

• 8. depositar tres gotas de una resina de alto índice de refracción sobre el portaobjetos. La resina más utilizada es NAPHRAX, con índice de refracción 1,7.

• 9. colocar el cubreobjetos sobre la gota de resina del portaobjetos y situar éste sobre una placa caliente

• 10. después de la ebullición de la resina retirar el portaobjetos de la placa caliente y colocarlo sobre una superficie plana

• 11. aplicar una ligera presión sobre el cubreobjetos para asegurar un reparto en un plano horizontal del material. Esta etapa puede repetirse cuantas veces sea necesario para asegurarse un buen reparto del material. Basta con situar la preparación sobre una placa caliente

• 12. observación microscópica cuando la resina se solidifique y la preparación esté fría.

Los recuentos de las muestras bentónicas (diatomeas), por tanto, se realizan en las preparaciones permanentes realizadas con NAPHRAX. Es fundamental realizar recorridos sobre el portaobjetos siguiendo una línea quebrada que garantice no repetir varias veces el mismo recorrido. Se deben realizar inventarios de 400 individuos observando la preparación con el mayor aumento posible (x 100 inmersión). Este tipo de recuento tiene algunas características específicas:

- no permite diferenciar los frústulos completos (dos valvas) de las valvas separadas

- no permite diferenciar las valvas o los frústulos vacíos, que suelen representar células muertas en el momento del muestreo

- no se deben cuantificar los frústulos o valvas demasiado deteriorados. Sólo se toman en consideración aquellos que representen al menos 3/4 partes de la célula completa y que sean perfectamente identificables.

En el caso de que el recuento sea inferior a 400 individuos debe repetirse la operación en cuantas preparaciones sea preciso hasta completar ese número. En caso contrario el cálculo del índice IBD no puede ser realizado.

Relativo a los Índices de diatomeas en Europa en los últimos años se han propuesto más de una veintena de métodos para evaluar la calidad del agua de los ríos en función de sus poblaciones de diatomeas.

La mayor parte de los índices que utilizan algas se basan en la propuesta de Zelinka & Marvan (1961), que tiene en cuenta tanto la abundancia de los taxones como su sensibilidad a la polución y su valor indicador. Las diferencias fundamentales entre los índices se basan en los taxones utilizados y en los valores de los coeficientes de sensibilidad y los valores indicadores. Muchos de ellos pueden calcularse de forma automática mediante diferentes aplicaciones informáticas.

El índice de sensibilidad a la polución específico (IPS) fue propuesto por Coste (Cemagref 1982); En su primera versión se basaba en 263 especies y taxones infraespecíficos y propuso una valoración de 1 a 20 de calidad ambiental creciente. Desde el año de su propuesta este índice ha sido reciclado, puesto al día de forma constante y en la última versión incluye 2500 taxones (incluidos los sinónimos).

El Índice Biológico de Diatomeas (IBD), homologado como Norma AFNOR 8 está integrado en Francia en un sistema más amplio de evaluación de la calidad de los cursos de agua (SEQbio). El Índice Biológico de Diatomeas (IBD) ha sido desarrollado por las agencias del agua de Francia con el objetivo de ampliar a todo el país un método puesto en marcha en primer lugar en la cuenca del Sena, y las agencias del agua de Ródano-Mediterráneo-Córcega y Artois-Picardie. El trabajo de los últimos años se ha centrado en facilitar los cálculos reduciendo, en la medida de lo posible el número de taxones potencialmente utilizables. En este contexto, se han definido una serie de especies equivalentes ecológicamente, 8 AFNOR, 2000. NF T 90-354, Qualité de l’eau. Détermination de l´Indice Biologique Diatomées (IBD)



aunque diferentes taxonómicamente, tratando de reducir al máximo el número de las especies difícilmente diferenciables con los métodos convencionales o que requieren un grado mayor de especialización. Este proceso condujo a un inventario final de 209 taxones empleados en el cálculo del IBD: de ellos unos 73 se encuentran asociados a otros 53, los restantes son especies únicas.

En ambos casos los análisis de coinercia permiten obtener un perfil de probabilidad de la presencia y de la abundancia de cada uno de los taxones que se utilizan en el cálculo. Los ejes de ordenación permiten separar tanto la contaminación orgánica como la salina.

En el cálculo de los índices intervienen tanto la abundancia como el valor indicador, que refleja la distribución del taxón en las clases de calidad de agua. Si el perfil de probabilidad de una especie dada se extiende por todas las clases de calidad su valor indicador será pequeño. Si por el contrario, su perfil se restringe a una única clase de calidad su valor indicador será muy elevado.

Tanto el índice IBD como el IPS han sido concebidos para su aplicación en cursos de agua, a excepción de zonas salinas. Siempre que se respeten las recomendaciones para los muestreos ambos índices nos permiten evaluar la calidad biológica de una estación concreta, controlar la evolución temporal de la calidad biológica de una estación, etc.

Resumiendo, el cálculo se hace:

• calculando la frecuencia ponderada de un taxón ficticio representativo de la comunidad para cada una de las clases de calidad

• determinando el baricentro de las siete frecuencias ponderadas

• transformando este valor en una escala de 1 al 20.

Para realizar el diagnóstico de calidad biológica del componente microscópico de los productores primarios en ríos se calcula el índice TAXÍBD (Índice Biológico de Diatomeas) sobre muestras de algas bentónicas.

El valor del índice varía de 1 a 20 y están establecidas cinco clases de calidad, asociadas a cinco colores e identificada en la siguiente tabla. Las marcas de clase establecidas por el propio índice son coincidentes o similares con las establecidas por REFCON y con el resto de este informe. La calidad biológica respecto a este componente se da por asignación de scores a las diferentes categorías de calidad del TAXÍBD.

TAXÍBD CLASE DE CALIDAD ESCALA EQC

>17,0 MUY BUENA 5 0,83-1 (17,0-13,0) BUENA 4 0,62-0,82

(13,0-9,0) PASABLE 3 0,41-0,61 (9,0-5,0) MEDIOCRE 2 0,20-0,40

<5,0 MALA 1 < 0,20 Tabla 17.- Límites de clase establecidos para Clase de

calidad biológica (Índice biológico de diatomeas).

CLOROFILA Y FITOPLANCTON EN EMBALSAMIENTOS

En el año 2002 y 2003 se estudiaron 30 embalsamientos asociados a estaciones de la Red de Vigilancia. De aquellos en los que se detectaron problemas de anoxia y/o presencia de especies potencialmente tóxicas, se han seleccionado ocho para su estudio más detallado a lo largo del verano de 2005. La zona de muestreo se corresponde con la de mayor profundidad próxima a la presa y que se encuentre bien iluminada. Estos cinco embalsamientos son los que manifestaron más claramente un estado eutrófico, con una clara

disminución de oxígeno hacia el fondo o anoxia, especialmente en el verano de 2003.

Se considera que la época de muestreo que puede presentar mayor problema es el verano y la frecuencia ha sido de dos tipos:

En cada uno de los embalsamientos y a lo largo del verano (Junio-Julio), se ha realizado un muestreo con una periodicidad quincenal para controlar la evolución temporal. En total 20 muestreos (5 embalsamientos por 4 muestreos completos en verano).



Los embalsamientos seleccionados se han muestreado quincenalmente según el siguiente calendario: 14/06/05, 29/06/05, 12/07/05 y 26/07/05. Unidad

hidrológica Estación Estación UTMX UTMY

Artibai E-A-202 a/arriba A-202 1

Km 544286 4795821

Baia E-BA-558

a/abajo BA-558 1,5 Km

505931 4727999

Butroe E-B-226

a/arriba B-226 y a/abajo EDAR

510850 4801970

Deba E-D-296

a/arriba D-296 a 1,5 km

Mekolalde (Deba)

547118 4775544

Ibaizabal E-N-520

a/arriba N-520. 800 m

a/arriba Sidenor

509751 4786336

Oria E-O-262 a/abajo O-262 570700 4771185

Oria E-O-606 a/abajo

OR-606 4 Km.

577147 4790636

Zadorra E-Z-576 a/arriba Z-576 516766 4743870

Tabla 18.- Estaciones de muestreo de embalsamientos. Campaña 2005.

En uno de los embalses (E-B-226) se ha realizado además un control de tipo nictemeral, el 21/07/05, con objeto de comprobar la influencia de los procesos de fotosíntesis en el metabolismo o comportamiento del sistema y por lo tanto en las variaciones de las características fisicoquímicas a lo largo de un día. En este control nictemeral se ha medido el pH, oxígeno y temperatura de la columna de agua; así como la clorofila a.

Dentro del procedimiento de campo, in situ, se procede a rellenar un estadillo de campo donde se recoge información sobre las siguientes variables: Perfiles de temperatura y oxígeno, Profundidad de visión del disco de Secchi y pH en superficie

Los medios materiales disponibles para la realización de los muestreos y analítica in situ han sido:

• Embarcación ligera para muestreo: ZODIAC tipo S-131, con casco de nylon-neopreno. Eslora: 2,51 metros

• Botella oceanográfica tipo Van Dorn

• Disco de Secchi

• Sonda de profundidad de Oxímetro y Temperatura

• Sistema de filtración de campo Millipore (portafiltros, filtros y jeringas graduadas)

• pHmetro de campo

• Ancla

Las variables objeto de estudio en el laboratorio son: Clorofila a y composición y abundancia de fitoplancton.

Para la estima de la Clorofila a se procede tras la toma de muestra en campo a filtrar a través de un filtro de fibra de vidrio un volumen de muestra conocido y adecuado, en función de la concentración prevista y el poder colmatante de las aguas.

El sistema de filtración consiste en un portafiltros Swinnex-25, filtros de fibra de vidrio y jeringas de 60 ml de capacidad que se acoplan al sistema de filtración, permitiendo conocer con exactitud el volumen final de muestra que pasa por el filtro. El filtro envuelto en papel de aluminio se puede mantener congelado hasta su posterior análisis en laboratorio.

Para el análisis de clorofila en laboratorio, como método general, se utiliza el método tricromático de Jeffrey y Humphrey adoptado por SCOR-UNESCO (1990) o el de Lorenzen (1967) si se detecta clorofila detrítica. Los pigmentos fotosintéticos se extraerán en 10 ml de acetona al 90% en frío y ausencia de luz. Mediante espectrofotometría en el extracto centrifugado se determinará la concentración de clorofila.

Para la identificación y recuento del fitoplancton (composición y abundancia, cel/ml) se recoge una muestra, en botella de vidrio de 1.000 cc, refrigerada para la observación rápida de las especies en vivo y posteriormente se fija ya en laboratorio con lugol para un análisis más detallado. Las muestras recogidas se estudian al microscopio directo e invertido. Los recuentos de las comunidades fitoplanctónicas se realizan con cámaras de recuento de nanoplancton PALMER-MALONEY utilizando objetivos de X40 o X60. Estas cámaras poseen un volumen conocido y calibrado individualmente que permite extrapolar,



multiplicando por un factor, único para cada cámara, la densidad obtenida a un volumen de un litro. En todos los casos se realizan entre 3 y cinco réplicas de cada recuento, en función de la mayor o menor densidad de las poblaciones.

Respecto a la interpretación de resultados y su valoración mediante índices, es necesario indicar que en los embalsamientos de ríos es muy arriesgado aplicar un índice trófico o cualquier otro, ya que éstos están elaborados para lagos o masas de agua estancadas que han sido muy

estudiados y se sabe los niveles que deben presentar para ser caracterizados por su nivel trófico.

En el caso de los embalsamientos analizados se ha detectado si existe o no anoxia y si hay blooms algales (Margalef (1983) indica como límite para embalses entre la eutrofización moderada y la avanzada valores de 5.000 cel/ml.), así como la presencia de grupos potencialmente tóxicos como las cianofíceas.

MACRÓFITOS

Para la campaña de 2005 se han seleccionado las estaciones que se detallan a continuación, tal como se expuso en el cronograma consensuado con la Dirección del proyecto.

Unidad

hidrológica Cuenca Cod_Estación Grado

Agüera Agüera AG-126 1 Arakil Arakil ARAR-150 1 Artibai Artibai A-062 1 Artibai Artibai A-202 1 Baia Baia BA-258 1 Baia Baia BA-558 1

Barbadun Barbadun M-190 1 Bidasoa Bidasoa BI-555 1 Butroe Andraka BAN-040 2 Butroe Atxispe BAT-060 2 Butroe Butroe B-062 1 Butroe Butroe B-226 1 Butroe Estepona BES-086 2 Deba Deba D-202 1 Deba Deba D-296 1 Deba Deba D-460 1 Deba Oinati DO-095 1 Ega Berrón EGBR-172 1 Ega Ega EG-146 1 Ega Ega EG-380 1

Ibaizabal Altube NA-062 2 Ibaizabal Altube NA-260 2 Ibaizabal Arratia IA-120 2 Ibaizabal Arratia IA-222 1 Ibaizabal Asua AS-045 2 Ibaizabal Asua AS-160 1 Ibaizabal Galindo GA-095 2 Ibaizabal Gobelas G-082 2 Ibaizabal Herrerías KAH-100 2 Ibaizabal Herrerías KAH-326 1 Ibaizabal Ibaizabal I-140 2 Ibaizabal Ibaizabal I-160 1 Ibaizabal Ibaizabal I-271 1 Ibaizabal Ibaizabal I-394 1 Ibaizabal Ibaizabal IE-140 2 Ibaizabal Kadagua KA-326 2 Ibaizabal Kadagua KA-372 1 Ibaizabal Kadagua KA-517 1

Unidad hidrológica Cuenca Cod_Estación Grado

Ibaizabal Nerbioi N-120 2 Ibaizabal Nerbioi N-258 1 Ibaizabal Nerbioi N-338 1 Ibaizabal Nerbioi N-520 1 Ibaizabal Zeberio NZ-124 2 Inglares Inglares IN-175 1 Inglares Inglares IN-235 1

Karrantza Karrantza K-130 1 Lea Lea L-112 1 Lea Lea L-196 1

Oiartzun Oiartzun OI-102 1 Oka Golako OKGO-120 2 Oka Mape OKMA-040 2 Oka Mape OKMA-056 2 Oka Oka OK-045 1 Oka Oka OK-114 1

Omecillo Omecillo OM-080 1 Omecillo Omecillo OM-244 1 Omecillo Omecillo OM-380 1

Oria Oria O-262 1 Oria Oria O-424 1 Oria Oria O-606 1

Purón Purón PU-080 1 Urola Ibaieder UIB-154 1 Urola Urola U-160 1 Urola Urola U-210 1 Urola Urola U-490 1

Urumea Urumea UR-320 1 Urumea Urumea UR-434 1 Zadorra Ayuda ZAY-372 1

Zadorra Santa Engrazia ZSE-288 1

Zadorra Zadorra Z-160 1 Zadorra Zadorra Z-336 1 Zadorra Zadorra Z-576 1 Zadorra Zadorra Z-828 1

Tabla 19.- Estaciones de muestreo del componente biológico Macrófitas.



En cada estación se ha definido un tramo de 100 metros de longitud representativo de las condiciones generales. Se han revisado estas áreas de muestreo para las estaciones contempladas en el 2005, cartografiándolas mediante un croquis y representando en un plano el polígono correspondientes a aquellas estación ubicadas en Álava y las correspondientes a la Cuenca del Oria y Deba.

Para el muestreo se procede a recorren esos 100 metros representativos de la estación de muestreo y a completar el protocolo de campo (este protocolo está basado en los protocolos de la STAR (Macrophyte Guidance) y en la ficha de campo que se utilizaba en proyectos anteriores de la Red de Vigilancia).

Los muestreos se han realizado según la frecuencia de análisis establecida inicialmente, es decir, en la época estival, concretamente entre el 15 de junio y el 19 de julio de 2005, con condiciones de caudal medio-bajo.

Para la realización de los muestreos y analítica in situ no se requieren medios materiales específicos, salvo claves de identificación de vegetación, como las Claves ilustradas de la Flora del País Vasco y Territorios Limítrofes. Aizpuru, I. et al. Gobierno Vasco, 2000.

Las variables objeto de estudio in situ han sido la composición taxonómica mediante el correspondiente listado taxonómico y la abundancia de cada taxón mediante el porcentaje de recubrimiento sobre el tramo estudiado siguiendo la siguiente escala:

Escala de puntos (SCV) Porcentaje de cobertura

1 < 0.1% 2 0.1-1% 3 1-2.5% 4 2.5-5% 5 5-10% 6 10-25% 7 25-50% 8 50-75% 9 >75%

Respecto a la interpretación de resultados y su valoración mediante índices se ha usado el diagnóstico del grado de conservación de los tramos fluviales mediante el índice ECV

Para establecer el diagnóstico del grado de conservación de los tramos fluviales mediante el índice ECV se volverá a aplicar la metodología establecida en el ejercicio de 2002 y 2003 con el fin de contrastar ambas metodologías y de contrastar su valor de indicación.

Esta valoración mediante el índice ECV trata de establecer una estimación cuantitativa del grado de conservación de los tramos fluviales sobre la base de una serie de características estructurales, que afectan de forma directa a la actual configuración del componente vegetal en estos ecosistemas. La metodología seguida se basa en la ya empleada en el trabajo "Caracterización Hidrobiológica de la Red Fluvial de Álava y Gipuzkoa" (Gobierno Vasco, 1992).

Las características propias del curso fluvial que se han tenido en cuenta a la hora de evaluar la conservación de los tramos fluviales, son:

• el encajamiento del río, valorado a partir del tipo geomorfológico estimado en el índice QBR

• la conservación del entorno, que se ha valorado a partir del tercer bloque del índice QBR, que estima la calidad de la cubierta vegetal;

• el estado de las márgenes, considerando el primer bloque del índice QBR que estima el grado de cubierta de la zona de ribera y su conectividad con el ecosistema natural adyacente;

• la vegetación ribereña, a partir del segundo bloque del índice QBR que valora la estructura de la cubierta en la zona de ribera;

• la vegetación acuática (especies hidrófitas);

• la diversidad de macrófitos, estimada como riqueza específica;

• la presencia y abundancia de especies introducidas;

• la naturalidad en el grado de sombreado del cauce;

• la claridad de las aguas;

• la velocidad de las aguas:

• la oscilación del caudal;



• la contaminación, estimada a partir del estado ambiental obtenido mediante el índice biótico.

La ponderación de los diferentes estados de las 12 características consideradas ha sido: alta, media y baja.

La cuantificación de cada estado ha sido diferente según se trate de una característica positiva (vegetación ribereña, vegetación acuática, diversidad, naturalidad en el sombreado del cauce, claridad del agua, conservación del entorno o estado de las márgenes, en que alto=3, medio=2 y bajo=1) o negativa (encajamiento, presencia de especies introducidas, contaminación, oscilación de caudal o velocidad del agua, en que alto=1, medio=2 y bajo=3).

Dado que a priori cada una de estas características tiene una incidencia diferente en la conservación del tramo fluvial, se ha adjudicado subjetivamente un coeficiente consecuente con su relevancia (Gobierno Vasco, 1992).

La conservación de los tramos fluviales se ha calculado como el sumatorio de los valores dados a los parámetros estudiados:

Conservación=C1X1+C2X2+C3X3+…+CnXn

Donde Cn es el coeficiente asignado a la característica o variable, y Xn es la ponderación estimada.

Como indicador biológico del componente macrófitos, mientras no se disponga de valores de referencia con los que calcular los EQR correspondientes, se utiliza el diagnóstico del grado de conservación de los tramos fluviales mediante el índice ECV. El ECV también es un método multimétrico y se calcula mediante una estima cuantitativa del grado de conservación de los tramos fluviales sobre la base de una serie de

características estructurales, que afectan de forma directa a la configuración del componente vegetal en estos ecosistemas.

Característica Coeficiente Encajamiento 3

Conservación .entorno 3 Estado márgenes 3

Vegetación ribereña 4 Vegetación .acuática 2

Diversidad 2 Especies introducidas 2

Naturalidad .sombreado 4 Claridad 1

Velocidad 2 Oscilación caudal 1 Contaminación 5

Tabla 20.- Coeficientes asignados a la característica en la valoración de macrófitos en ríos.

Teniendo en cuenta la totalidad de las características estudiadas y el coeficiente adjudicado a cada una de ellas , el valor máximo teórico que indicaría un grado de conservación inmejorable (teórico) es de 96, siendo el mínimo de 32, que indicaría una nula conservación. Si se divide esta amplitud de puntuación en 5 categorías o clases, según la metodología EQC que señala la Directiva Marco. Para una información más detallada se recomienda consultar el volumen de metodología correspondiente al informe de la Red realizado en el año 2002 (Borja et al., 2003). El diagnóstico de calidad basado en el componente macrófitas (ECV) en cinco clases de calidad se recoge en la

Conservación ECV Clase de Calidad ≥ 81 Muy Buena

71-80 Buena 61-70 Aceptable 51-60 Deficiente ≤ 50 Mala

Tabla 21.- Límites de clase establecidos para Clase de calidad biológica (Índice conservación de la vida vegetal. Macrófitas en ríos)



1.5. INDICADORES QUÍMICOS Y FÍSICO-QUÍMICOS QUE AFECTAN A LOS INDICADORES BIOLÓGICOS

AGUAS. TOMA DE MUESTRA Y FRECUENCIA DE

MUESTREO

En la edición de 2005 de la Red de Seguimiento se ha procedido a realizar muestreo y análisis de agua en 100 estaciones, de las cuales, 55 han sido de grado 1 y 45 de grado 2.

Respecto a la selección del punto de muestreo para indicadores fisicoquímicos, antes de dar comienzo a los trabajos de recogida de muestras se procedió a revisar los sitios donde tradicionalmente se habían recogido las muestras.

Dado que la selección histórica de las estaciones se realizó en función de criterios orientados a la recogida del agua, la selección de los sitios fue ratificada salvo en aquellos lugares donde se consideró necesario introducir modificaciones. La relación de los puntos de muestreo y una pequeña descripción sobre los mismos se pueden consultar en el monográfico dedicado a las estaciones de muestreo.

En principio, los criterios generales para la selección del “sampling site” y para la toma de muestras se han establecido de acuerdo a lo estipulado en la norma internacional ISO 5667-6:1990(E), referida a “Guidance on sampling of rivers and streams”.

Los principales criterios de la toma de muestra son los siguientes:

• Previamente a la toma de la muestra los materiales que sean utilizados para la recogida de las muestras serán enjuagados con agua destilada y con agua de la propia estación de muestreo, evitándose, de esta manera que cualquier impureza pueda afectar a la veracidad de los resultados.

• El procedimiento para la toma de una muestra será el siguiente: El volumen total de la muestra a analizar se tomará en una zona representativa del río; la muestra se tomará a, aproximadamente, 2/3 de altura desde el fondo del cauce.

• Siempre que sea posible, se evitará tomar las muestras en las zonas de escasa corriente (facies léntica).

• Los materiales de los envases que se utilizarán serán variables según la analítica a realizar; así, se utilizará el polietileno de alta densidad (HDEP), el vidrio y el vidrio esterilizado, según las especificaciones de las normas y estándares existentes para los diferentes parámetros a ser analizados.

• Para asegurar la estabilidad de algunos compuestos, las muestras serán pretratadas in situ con diferentes aditivos.

• Las muestras recogidas serán trasladadas a laboratorio para su análisis, refrigeradas a 4ºC mediante neveras portátiles.

Con el fin de reflejar en cada una de las muestras tomadas los efectos que la fisiología de las plantas acuáticas pueden tener sobre los aspectos físico-químicos, en aquellas zonas y épocas en las que exista desarrollo de vegetación acuática se procederá a realizar una muestra compuesta. En el caso de la muestra compuesta, el procedimiento a seguir será el que se comenta a continuación:

• la mitad del volumen final de la muestra a analizar se toma en una zona representativa del río; el volumen restante (1/2 del volumen final) se recoge en la zona de influencia de la vegetación.

• Posteriormente, se procede a la mezcla de las dos submuestras, obteniéndose de esta manera el volumen total sobre el que se realizarán todas las medidas in situ, así como los pertinentes análisis en el laboratorio. Ambas submuestras se recogerán siempre a la misma profundidad (a, aproximadamente, 2/3 de altura desde el fondo del cauce).

Del mismo modo, siempre que se produzca una mezcla de aguas entre un río y otro tributario, se procederá a realizar una toma de la muestra en un punto en que se considere que ambas aguas se han mezclado homogéneamente, siempre y



cuando el objetivo sea recoger la incidencia de las aguas del tributario.

Los medios materiales para la toma de muestra y el análisis de parámetros físico-químicos de campo están conformados por:

• Termómetro para la medición de la temperatura ambiente.

• Oxímetro Crison OXI 330, con sonda de oxígeno CellOx 325

• pHmetro HI9025 de HANNA INSTRUMENTS, con sonda de temperatura incorporada

• Conductivímetro HI 8733 de HANNA INSTRUMENTS

• GPS: para ubicación geográfica, mediante coordenadas UTM, de las incidencias detectadas en campo.

• Equipos audiovisuales: cámara de fotos digital OLYMPUS C-720

• Material de laboratorio: botes de diversos materiales para la toma de muestra; neveras y reactivos para la conservación de las muestras.

• Estadillos de campo.

• Vehículo de muestreo

• Otros: cartografía, ortofotografías; vadeadores para acceso al río; guantes; etc.

En cuanto a la organización de los muestreos, siguiendo los procedimientos habitualmente utilizados por ANBIOTEK Y ONDOAN, para cada muestra recogida se confecciona una ficha que identifica y codifica la muestra y recoge las incidencias habidas durante el muestreo.

En dicha ficha, además de situar de manera clara y precisa la situación de la punto de muestreo (sampling site), -coordenadas UTM, unidad hidrológica, cuenca- y de la estación asociada (site protocol), se especifican datos como la fecha y la hora del muestreo), climatología del momento del muestreo, observaciones y resultados de los análisis in situ de la muestra

La frecuencia de toma de muestra y análisis de aguas en la campaña 2005 fue la siguiente

• Estaciones de grado 1: ocho muestreos y análisis al año, de los cuales dos coincidirán con los muestreos para fauna bentónica de invertebrados

• Estaciones de grado 2: un muestreo y análisis en período de aguas altas (febrero- marzo) y otro en período de aguas bajas (agosto- septiembre), este último coincidente con el muestreo correspondiente para fauna bentónica de invertebrados

Los parámetros físico-químicos generales y metales fueron muestreados en las estaciones de grado 1 en Enero, Febrero, Abril, Junio, Julio, Noviembre, y en todas las estaciones independientemente de su grado en Mayo y Septiembre.

Por otro lado, sobre varias de las muestras de agua (en parte de las estaciones realizadas en mayo y septiembre) también se han determinado detergentes, aceites y grasas, hidrocarburos C10-C40, como aceite mineral y AOX. En el caso del mercurio inorgánico, se ha analizado en la todas las muestras en las campañas de mayo y septiembre.

La duración del muestreo en los meses de mayo y septiembre (las coincidentes con la toma de macroinvertebrados) ha sido de cuatro-seis semanas aproximadamente, mientras que el resto de campañas de muestreo duran en torno a 2 semanas.

Dado que las muestras para análisis microbiológico requieren un periodo de incubación, con el fin de que este periodo de incubación no finalice en sábado o domingo, los días hábiles para el muestreos son de lunes a miércoles, ambos incluidos, en horario de mañana y tarde y el jueves únicamente por la mañana.

A su vez, en los puntos en que se realiza el aforo de caudal, se han anotado los datos del perfil geométrico de la sección hidráulica así como los del perfil de velocidades del agua

En cada una de las estaciones de muestreo se procederá a la toma de muestras de agua con el



objeto de proceder a su análisis; con dichas muestras se realizarán dos tipos de análisis:

análisis in situ y análisis en laboratorio.



AGUAS. VARIABLES ANALIZADAS

Como indicadores referidos a los indicadores químicos y físico-químicos que afectan a los indicadores biológicos en el momento en el que se procede a la toma de la muestra las variables objeto de estudio in situ son: Temperatura del agua y del aire, Oxígeno disuelto, % Saturación de oxígeno, pH y Conductividad.

En el laboratorio, a partir de las muestras obtenidas en campo, se han analizado los siguientes indicadores químicos y fisicoquímicos que afectan a los indicadores biológicos (parámetros a analizar en las estaciones de muestreo de aguas corrientes de río): alcalinidad, carbonatos y bicarbonatos, ortofosfatos, nitritos, nitratos, amoniaco, amonio, nitrógeno total orgánico (NTK), nitrógeno total, DQO, DBO5, cianuros, fluoruros, fenoles, carbono orgánico total (TOC), sólidos en suspensión totales (SST), color, turbidez, cloruros, sulfatos, sodio, potasio, calcio, magnesio, dureza, fósforo total, aluminio, arsénico, cadmio, cromo (trivalente y hexavalente), cobre, hierro, manganeso, níquel, plomo y zinc.

También se han determinado sobre todas las muestras los parámetros microbiológicos, es decir, coliformes fecales, coliformes totales y estreptococos fecales.

El análisis de estas variables se ha realizado sobre la totalidad de las muestras.

A continuación se presentan las metodologías analíticas de los diferentes parámetros a analizar en el laboratorio. Hay que indicar que los límites de detección son suficientes para comprobar los objetivos de calidad señalados por el Real Decreto 995/2000 en su Anejo I.

• La alcalinidad (TAC), carbonatos y bicarbonatos se han determinado mediante el método titrimétrico. SM9 2320/B.

• Los cloruros, nitratos, nitritos, ortofosfatos, fluoruros y sulfatos se han determinado por cromatografía líquida iónica (HPLC/IEC), según la norma UNE –EN ISO 10304-1:1995.

9 Las siglas SM corresponden al "Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater" 17 edition.

• El nitrógeno orgánico total (NTK) se ha determinado según el método Kjeldahl. SM 4500-Norg.

• El nitrógeno amoniacal se ha determinado mediante método colorimétrico del azul de Indofenol. Rodier, “Análisis de las aguas”, página 138, ed. Omega 1989

• El amoniaco se ha determinado por cálculo.

• El nitrógeno total se ha determinado como el sumatorio del nitrógeno de nitritos, de nitratos más NTK.

• La DQO se ha determinado por digestión con dicromato a reflujo abierto y la DBO5 por incubación de la muestra a 20 ºC durante 5 días.

• Los sólidos en suspensión totales (SST) se han determinado por filtración y posterior gravimetría, SM 2540/D.

• Los cianuros totales se han determinado empleando un analizador de flujo continuo segmentado. El módulo empleado en el análisis se basa en tres etapas: disgregación de la muestra a pH ácido empleando luz ultravioleta, destilación a 125ºC y cuantificación por espectrofotometría UV-V.

• El carbono orgánico total (TOC) se ha determinado mediante el método de combustión y lectura mediante detector de infrarrojos (IR), SM 5310/B.

• El color se ha determinado por el método platino-cobalto / comparación visual. SM 2120/B.

• La turbidez se ha determinado por el método Nefelométrico, según SM 2130 B.

• El contenido en los cationes sodio, potasio, calcio y magnesio, en fósforo total, y en los metales aluminio, arsénico, cadmio, cromo total, cobre, hierro, manganeso, níquel, plomo y zinc se han determinado por espectrometría de emisión atómica por plasma (ICP/AES), SM 3120 B.

• La dureza se ha determinado por cálculo. SM 2340/B



• El cromo hexavalente se ha determinado mediante Colorimetría con difenilcarbacida, SM 3500-Cr/D. El parámetro Cromo VI, que en principio tenía que haberse analizado únicamente en 40 muestras, se ha analizado en todos los muestreos realizados en 2005 (530),

• Los fenoles totales se han determinado empleando un analizador de flujo continuo segmentado. El módulo empleado en el análisis se basa en dos etapas: destilación de la muestra en medio y reacción del destilado con ferricianuro y 4-aminoantipirina en condiciones básicas, SM 5530/B+D.

• Los aceites y grasas se han determinado mediante extracción Soxhlet. SM 5520/D.

• El mercurio inorgánico se ha determinado mediante la técnica de vapor frío-espectrofotometría de absorción previa acidificación de la muestra.

• Los AOX se han determinado en base a la norma ISO 9562, mediante sistema culombimétrico.

• Los detergentes tensioactivos aniónicos que reaccionan con el azul de metileno. SM 5540/C.

• La determinación de Hidrocarburos totales C10-C40, como aceite mineral, se ha realizado mediante extracción líquido-líquido con diclorometano. Los extractos han sido analizados por Cromatografía en fase gaseosa dotada con detector de Ionización de Llama (HRGC/FID).

• Los coliformes totales se han determinado por el método de filtración por membrana. El medio de cultivo utilizado ha sido el m-Endo incubando durante 24 horas a 37ºC..

• Los coliformes fecales se han determinado por el método de filtración por membrana. El medio de cultivo utilizado ha sido el m-FC incubando durante 24 horas a 44,5ºC..

• Los estreptococos fecales se han determinado por el método de filtración por membrana. El medio de cultivo utilizado ha sido el m-Enterococus agar incubando durante 48 horas a 35ºC.

A continuación se incluye una tabla-resumen que recoge todas las variables fisicoquímicas a analizar, la forma de medición o determinación y su límite de detección o resolución.



Variable Medición / determinación L. detección / resolución Observaciones

Temperatura aire Termometría 0,1 °C Medida in situ Temperatura agua Termometría 0,01 °C Medida in situ

pH Potenciometría 0,01 Medida in situ Conductividad Conductimetría 1 µS/cm / 0,003 USP Medida in situ

Oxígeno disuelto Amperometría < 0,1 mg/l Medida in situ

% Saturación oxígeno Cálculo función de temp., salinidad y oxígeno disuelto < 1% Cálculo

Alcalinidad Cálculo (función de carbonatos y bicarbonatos) < 1 mg/l Cálculo

Bicarbonatos Volumetría de neutralización. Detección potenciométrica < 0,5 mg/l

Carbonatos Volumetría de neutralización. Detección potenciométrica < 0,5 mg/l

Nitratos Reducción a nitrito. Colorimetría < 0,1 mg/l Análisis FSA // Manual Nitritos Colorimetría < 0,03 mg/l Análisis FSA // Manual Amonio Colorimetría. Método Azul de Indofenol < 0,05 mg/l Análisis FSA // Manual

Amoniaco no ionizado Cálculo función de amonio, temperatura y pH < 0,001 mg/l Cálculo Ortofosfatos Colorimetría. Método ácido ascórbico < 0,04 mg/l Análisis FSA //Manual

Nitrógeno total Oxidación a nitrato. Colorimetría // Kjeldahl < 0,4 mg/l Análisis FSA //Manual D.Q.O. Método del Dicromato < 5 mg/l D.B.O.5 Método de Dilución y Siembra < 2 mg/l

Carbono Orgánico Total Analizador TOC. Combustión / NDIR < 0,1 mg/l

Sólidos en suspensión Filtración, gravimetría < 1mg/l Color Colorimetría. Escala Pt-Co < 5 mg Pt/l

Turbidez Nefelometría < 0,1 N.T.U. Cloruros Volumetría. Detección potenciométrica < 1 mg/l Sulfatos Colorimetría < 1 mg/l Calcio ICP/AES < 0,5 mg/l

Magnesio ICP/AES < 0,5 mg/l Dureza Cálculo función de calcio y magnesio < 3,3 mg/l Cálculo Sodio ICP/AES < 0,5 mg/l

Potasio ICP/AES < 0,2 mg/l Fluoruros Electrodo ion selectivo < 100 µg/L Aluminio ICP/AES < 0,01 mg/l Arsénico ICP/AES < 0,01 mg/l

Hierro ICP/AES < 0,01 mg/L Zinc ICP/AES < 0,005 mg/l

Cobre ICP/AES < 0,005 mg/l Cadmio ICP/AES < 0,001 mg/l

Cromo (III) ICP/AES < 0,005 mg/l Cromo (VI) Espect. Difenilcarbazida < 0,005 mg/l

Plomo ICP/AES < 0,01 mg/l Níquel ICP/AES < 0,005 mg/l

Manganeso ICP/AES < 0,001 mg/L Mercurio Espect. A. Atómica vapor en frío < 0,001 mg/l Cianuros Destilación y colorimetría < 0,005 mg/l

Fenoles Destilación, extracción y colorimetría con 4-amino antipirina < 0,005 mg/l

Detergentes Extracción y colorimetría con azul de metileno < 0,1 mg/l Aceites y grasas Extracción Soxhlet < 1 mg/l Hidrocarburos HRGC/FID < 0,3 mg/l

A.O.X. Adsorción, combustión y valoración microcolumbimétrica 10 µg Cl/l

Coliformes totales Filtración por membrana < 10 UFC/100 ml Coliformes fecales Filtración por membrana < 10 UFC/100 ml

Tabla 22.- Tabla resumen de las variables fisicoquímicas analizadas.

VALORACIÓN DEL ESTADO FISICOQUÍMICO

Según la Directiva marco el componente con mayor peso específico en la determinación del estado ecológico son los elementos biológicos siendo el componente químico determinante únicamente para la determinación del Muy buen estado o del Buen estado.

Si bien es cierto que la propia DM parece dar una menor importancia a los indicadores físico-químicos e hidromorfológicos, al considerarlos de apoyo a los indicadores biológicos (“indicadores que afectan a los indicadores biológicos”; Anexo V), el principio de “el peor de los estados de cada uno de los indicadores” (Anexo V, punto 1.4.2) implica que conviene contemplar y aplicar los



indicadores no biológicos con buen criterio, ya que de lo contrario podrían establecerse clasificaciones erróneas.

Así, por ejemplo, una clasificación excesivamente exigente de los indicadores físico-químicos supondría una penalización general del estado ecológico de las masas de agua, lo cual, a su vez, podría interpretarse como un empeoramiento y quizás como un déficit en el cumplimiento de los objetivos de calidad, con las consecuencias que esto podría tener en los planes de gestión. Por ello, conviene que estos aspectos sean trabajados, discutidos y desarrollados convenientemente.

Un sistema con el componente biológico en un estado de menor calidad que el Bueno adquiere

siempre la clasificación que tome por el componente biológico, por ello el componente químico solo es necesario para discernir entre el Muy Buen estado y el Buen estado.

La determinación del Estado químico que interviene en el estado ecológico, se computa según un sistema de función lógica (ver Fig.1), en el que la primera cuestión es la clasificación del estado fisicoquímico que modifica su estatus según los contaminantes específicos para los que se tiene en cuenta tanto si aparecen o no, y si se encuentran, si son mayores que las normas de calidad establecidas para dichos componentes. También deben tenerse en cuenta las condiciones generales.

En nuestro caso, el componente fisicoquímico, siguiendo las directrices establecidas en la DMA participa en la determinación del estado ecológico mediante dos sistemas:

• Uno mediante el ACP de las variables fisicoquímicas generales que establece si estas condiciones son aptas o por contra no son aptas y condicionan negativamente la calidad biológica (como hemos comentado en párrafos anteriores)

• y otro teniendo en cuenta los contaminantes específicos que presentan dos filtros: si superan o no los límites de detección y si superan o no las normas de calidad.

La metodología seguida se expresa en el siguiente diagrama de flujo donde queda claramente señalado el método de obtención de la valoración del componente fisicoquímico que toma parte en la determinación del estado ecológico general.



X% ≤ 25%

SÍ

NO

Contaminantes < Límite Detección

SÍ

NO

MUY BUENA

Contaminantes < Norma Calidad

SÍ NO

BUENA

No alcanza

Contaminantes > Norma Calidad

No condiciona negativamente la calidad biológ

Condiciona negativamente la calidad biológica



CONDICIONES GENERALES. CONDICIONES DE

REFERENCIA Y ESTADO FISICO-QUÍMICO.

Quizás uno de los apartados que más merece ser comentado es el relativo a la clasificación del estado físico-químico o condiciones fisicoquímicas (no confundir con la determinación del estado químico), al tratarse de un aspecto poco desarrollado y que, incluso en algunos grupos de trabajo, ha quedado un tanto “de lado”.

Un problema a la hora de tratar los indicadores físico-químicos es que para ellos, no se han desarrollado sistemas ni herramientas de clasificación comparables a las empleadas con los indicadores biológicos.

En este informe se ha optado por aplicar análisis multivariantes, concretamente análisis de componentes principales (ACPs), para la clasificación según las condiciones fisicoquímicas. Se ha empleado esta metodología porque se estima que los ACP pueden sintetizar la información obtenida de muchas variables, eliminando posibles redundancias y destacando las tendencias más relevantes.

Los resultados de tales análisis pueden variar considerablemente en función de los datos de origen (normalización o no de los datos), de las diferentes variantes del análisis (rotación de los ejes), de la forma de considerar las condiciones de referencia, etc.

Por otro lado, la metodología empleada permite, mediante el cálculo de las distancias vectoriales, cuantificar el grado de proximidad de una estación con unas condiciones de referencia, lo cual puede ser traducido en un grado de contaminación.

Como ya se ha comentado anteriormente, un aspecto clave en este proceso es el establecimiento de las condiciones de referencia, ya que con independencia del análisis utilizados cambios en las condiciones de referencia pueden producir cambios notables en la clasificación.

A lo largo de los dos años en los que se ha realizado el proyecto de la “Red de Vigilancia de la Calidad de las Masas de Aguas de la CAPV” se

han llevado a cabo diversas labores, entre ellas el establecimiento de las condiciones de referencia de la calidad físico-química. El establecimiento de estas condiciones de referencia resulta fundamental, dado que la calidad físico-química de las estaciones de muestreo de la Red de Vigilancia se va a calcular como desviación con respecto a las condiciones de referencia. Se han realizado diversos estudios estadísticos con el fin de llegar al establecimiento de las condiciones de referencia más adecuadas.

Para el establecimiento de la calidad físico-química que condiciona el estado ecológico en las estaciones de muestreo de aguas continentales se han aplicado métodos estadísticos descriptivos y multivariantes, los cuales han permitido el diseño de las condiciones de referencia y de la calidad físico-química de cada una de las estaciones controladas.

La obtención de condiciones de referencia para parámetros fisicoquímicos y su incorporación a la evaluación de estado ecológico se ha identificado en el proyecto “Red de vigilancia de la calidad de las masas de agua superficial de la CAPV” como estado físico-químico o condiciones fisicoquímicas (no confundir con la determinación del estado químico).

Para el establecimiento de las condiciones de referencia se usaron variables relacionadas con influencia antrópica, es decir, no se utilizan las variables de mineralización ni de acidificación para resaltar un eje de calidad y no un eje de mineralización que, aunque influido por las condiciones antropogénicas, está claramente marcado por la litología y geología. Estas variables son: saturación de oxígeno (%), amonio, DBO5 (Demanda Biológica de Oxígeno 5 días), DQO (Demanda Química de Oxígeno), fósforo total, nitrito y nitrógeno total (todas ellas en mg.l -1).

Es decir, son aquellas que la DM define como ‘condiciones generales’ (condiciones de oxigenación y condiciones en cuanto a nutrientes).

Para ello, se seleccionaron todos los resultados pertenecientes a las campañas realizadas desde 1993 hasta 2002 en los que existiendo resultados de fisicoquímica también



había de macroinvertebrados con índices de estado ambiental E5 o E1, que se corresponde con las situaciones de mejor y peor estado ambiental respectivamente, que se asociarían a muy buen y muy mal estado respectivamente.

Con el fin de evitar que las condiciones de referencia estuvieran muy condicionadas por la existencia de valores anómalos, se utilizaron los percentiles para el cálculo de las condiciones de referencia. Así, como condiciones de referencia del muy buen estado y del mal estado, se toman los valores del percentil 90 o 10, según lo indicado por cada variable.

Variables E5

Muy buen estado

E1 Muy mal estado

% Saturación de oxígeno 104,350 45,044 Amonio (mg/l) 0,05 12,072 DBO5 (mg/l) 1 35,700 DQO (mg/l) 2 120,434

Fósforo total (mg/l) 0,01 5,328 Nitrito (mg/l) 0,02 1,600

Nitrógeno total (mg/l) 0,64 25,182 PERCENTIL 10 90

Tabla 23.- Condiciones de referencia para condiciones fisicoquímicas generales en aguas de ríos. Valores percentiles 90 y 10 y asignación a muy buen o muy mal estado. (G. de Bikuña et. al, (en preparación))

Se testó la idoneidad de estos valores mediante un ACP con el fin de comprobar que la distribución de las muestras (mas de 5000) se ajustaba a una distribución con sentido ecológico en la que los extremos estaban representados por las condiciones de referencia.

Se concluyó que los factores que explican el ACP delimitan una gradación de contaminación orgánica frente a oxigenación y que los resultados de las condiciones de referencia bordean la nube de puntos permitiendo considerarlas como buenas situaciones de máximos y mínimos respectivamente, es decir, valida las condiciones de referencia calculadas.

El análisis de componentes principales (en adelante “ACP”) intenta identificar variables subyacentes, o factores, que expliquen la configuración de las correlaciones dentro de un conjunto de variables observadas.

Una vez realizado el ACP, el estado físico-químico en las estaciones de muestreo se ha establecido como desviación con respecto a las

condiciones de referencia de “muy buen estado químico” y de proximidad a las condiciones de referencia de “muy mal estado químico”, mediante el cálculo de la distancia vectorial existente entre la estación de muestreo de la Red de Vigilancia y su correspondiente estación de referencia.

Los valores del índice denominado X% reflejan el grado de divergencia con las condiciones de referencia; y se corresponde con las distancias al muy buen estado desde el punto proyectado a la línea de unión entre el buen y el mal estado, es decir la línea considerada como de gradación de la contaminación.

Como método de establecer la calidad fisicoquímica en cualquier nueva muestra se utilizó un enfoque numérico para encontrar el patrón que sigue la distribución hallada en el análisis histórico, para así poder establecer los componentes o factores principales.

Se eligió el componente que mayor variación absorbía Este componente explica más varianza de los datos que cualquier otra combinación lineal posible de las variables contempladas y puede ser descrito matemáticamente por una ecuación polinomial de primer orden. La ecuación o modelo que se estableció fue la siguiente (G. de Bikuña et. al, (en preparación)10:

X% = 0,441976 – (0,002402 * %O2)+ (0,057880 * log (amonio)) + (0,123801 * log (DBO5))+ (0,127284 * log (DQO)) + (0,029636 * log (PT))+ (0,046535 * log (nitrito)) + (0,082439 * log (NT))

Una vez hallado esta métrica que nos establece la calidad fisicoquímica debida a las condiciones generales hay que traducir esa información a una puntuación equivalente.

El resultado obtenido, que es reflejo de la tendencia general y de su ubicación respecto al buen estado, hay que traducirlo al sistema común de clasificación que son los EQC o clases de calidad. Las marcas de clases se han calculado apriorísticamente, estimando que el valor límite

10 G. de Bikuña, B; Blanco, JM & Manzanos, J.A. (en preparación). La implementación de la Directiva Marco del Agua: aproximación metodológica para la gestión del estado ecológico de los ríos del país vasco (norte de España).



del 25% marca la clase entre Bueno y el Aceptable

X% (EQC) Estado ≤10% Muy buen estado

>10% y ≤25% Buen estado >25% y ≤50% Estado aceptable >50% y ≤75% Estado malo

>75% Estado muy malo Tabla 24.- Límites de clase establecidos para Clase de

calidad fisicoquímica general en ríos.

A pesar de que la DMA recomienda establecer 5 marcas de clase o EQC hemos creído conveniente este año modificar la metodología en que las condiciones fisicoquímicas toman parte en la determinación del Estado ecológico general, puesto que son tomados como apoyo de los resultados obtenidos con los elementos biológicos que son los determinantes; y además dado que las marcas de clase establecidas son a juicio de experto salvo la del límite entre Buen estado y Estado aceptable,.

Así, hemos considerado únicamente dos niveles APTO y NO APTO. El apto englobaría a los estados Bueno y Muy Bueno y por tanto serían las estaciones cuyo X% es igual o menor del 25% y las no aptas serían estaciones con valores de X% mayores de ese 25%. Las aptas se considera que no condicionan negativamente la calidad biológica mientras que las no aptas condicionan negativamente la calidad biológica.

AGUAS. INDICADORES DE CONTAMINACIÓN ESPECÍFICA.

En lo que se refiere a los contaminantes específicos, en el ámbito de la Red de Seguimiento, se han analizado metales en las ocho campañas de muestreo realizadas y, en mayo y en septiembre, además, se ha analizado el mercurio, hidrocarburos, aceites y grasas, AOX y detergentes.

Las concentraciones de los contaminantes específicos en aguas han sido comparadas con los límites establecidos por la legislación, con el fin de conocer si las estaciones de muestreo cumplen con las normas de calidad establecidas.

En relación con los contaminantes específicos, además de los datos de la Red de Seguimiento, también se han utilizado los procedentes de la Red de Contaminantes Prioritarios en aquellas estaciones de muestreo que coinciden con las de

la Red de Seguimiento del Estado Ecológico.. También se valoran los resultados obtenidos en sedimento y biota.

Las normas de calidad se han obtenido de las siguientes normas:

Parámetros Legislación aplicable

As R.D. 995/2000 Cd 83/513/CEE Cr R.D. 995/2000 Cu R.D. 995/2000 Hg 80/778/CEE Ni R.D. 995/2000 Pb R.D. 995/2000 Se R.D. 995/2000 Zn R.D. 995/2000

Tetracloroeteno 86/280/CEE Tricloroeteno 86/280/CEE

Tetracloruro de carbono 86/280/CEE 1,2-Dicloroetano 86/280/CEE

1,1,1-Tricloroetano R.D. 995/2000 Cloroformo 86/280/CEE Etilbenceno R.D. 995/2000

Tolueno R.D. 995/2000 Suma xileno R.D. 995/2000

Benceno R.D. 995/2000 Clorobenceno R.D. 995/2000

Hexaclorobenceno 86/280/CEE Hexaclorobutadieno 86/280/CEE

Pentaclorofenol 86/280/CEE DDT 86/280/CEE Aldrín 86/280/CEE

Dieldrín 86/280/CEE Endrín 86/280/CEE Isodrín 86/280/CEE

Metolacloro R.D. 995/2000 Atrazina R.D. 995/2000 Simazina R.D. 995/2000

Terbutilazina R.D. 995/2000 Suma

Hexaclorociclohexano 84/491/CEE

Fluoruros R.D. 995/2000 CN totales R.D. 995/2000

AGUAS. INDICADORES QUÍMICOS DE CALIDAD

Dado que en campañas precedentes de la “Red de Vigilancia de la Calidad de las Aguas y del Estado Ambiental de los Ríos de la CAPV” se ha calificado la calidad química de las aguas con el índice de Prati y el Índice de Calidad General (ICG), se ha seguido con la aplicación de este tipo de metodologías, con el fin de poder comparar los resultados obtenidos en ríos en el año 2002 y siguientes, con los previamente obtenidos en las estaciones de la “Red de Vigilancia de la Calidad de las Aguas y del Estado Ambiental de los Ríos de la CAPV”.

La metodología aplicada para el cálculo del Índice de Calidad General (ICG) y del índice de



Prati se puede ver en el Informe de 2002 de la Red de Vigilancia de la Calidad de las Masas de Agua de los ríos de la CAPV (Borja et al., 2003). A continuación, únicamente se presenta un resumen de la metodología de ambos índices.

El cálculo del ICG se basa en la aplicación de una formula matemática en la que se tienen en cuenta las concentraciones de las siguientes variables: oxígeno disuelto, sólidos en suspensión, pH, conductividad, DQO, DBO5, coliformes totales, ortofosfato, nitratos, calcio, magnesio, sodio, cloruros, sulfatos, detergentes, cianuros, fenoles, cadmio, cobre, cromo hexavalente, mercurio, plomo y zinc.Con el ICG se llega a clasificar la calidad química de las aguas en las siguientes cinco categorías.

Valor numérico del ICG Clasificación de las aguas

100-90 EXCELENTE 90-80 BUENA 80-70 INTERMEDIA 70-60 ADMISIBLE 60-0 INADMISIBLE

Tabla 25.- Calidad química de las aguas según los criterios del Índice de Calidad General.

Índice de Prati, Pavanello y Pesarin. Prati, Pavanello y Pesarin desarrollaron un índice matemático que expresaba el grado de contaminación de las aguas superficiales teniendo en cuenta diferentes contaminantes, con el objeto de obtener un índice creciente a medida que se incrementa la degradación del medio (Prati et al., 1971). Su objetivo es determinar tantas expresiones matemáticas como contaminantes considerados para transformar concentraciones en niveles de contaminación. En el caso del índice de Prati, las variables utilizadas son las siguientes: pH, porcentaje de saturación de oxígeno, DBO5, DQO, sólidos en suspensión, amonio, nitrato, cloruros, hierro y manganeso. El índice de Prati et al. (1971) califica la calidad de las aguas según las categorías que se exponen en la Tabla siguiente.

ÍNDICE MEDIO ESTADO DEL AGUA

0-1 Excelente 1-2 Aceptable 2-4 Ligera Contaminación 4-8 Contaminación >8 Fuerte Contaminación

Tabla 26.- Calidad química de las aguas según los criterios del Índice de Prati.

La determinación de la contaminación salina en las estaciones de ríos de la red de vigilancia se ha realizado mediante la aplicación de un modelo matemático de conductividad, que se realizó a partir de una población estadística de 712 muestras analíticas procedentes de 21 ríos que cubrían toda la red hidrográfica de Bizkaia en las cuatro épocas del año 1985 (DFB, 1988). Posteriormente se comprobó con 150 muestras analíticas obtenidas en las épocas de primavera y otoño de 1988 en los ríos de Álava y Gipuzkoa (Gobierno Vasco, 1990) (para su aplicación ver Borja et al., 2003).

La clasificación de la calidad de vida piscícola en ríos se hace respecto a la Directiva 78/659/CEE del Consejo, de 18 de julio de 1978, relativa a la calidad de las aguas continentales que requieren protección o mejora para ser aptas para la vida de los peces. Esta Directiva puede ser consultada en el informe de 2002 (Borja et al., 2003). En resumen, se puede decir que esta Directiva califica la calidad de las aguas según puedan ser:

• Clase I ó S: aguas aptas para la vida de los salmónidos (aguas salmonícolas), tales como el salmón (Salmo salar), la trucha (Salmo trutta), el tímalo (Thymallus thymallus) o el coregono (Coregonus sp.).

• Clase II ó C: aguas aptas para la vida de ciprínidos (aguas ciprinícolas), es decir, para especies pertenecientes a la familia de los Ciprínidos (Cyprinidae), u otras especies, como el lucio (Exos lucius), la perca (Perca fluviatilis) y la anguila (Anguilla anguilla).

• Clase III: aguas que no son aptas ni para salmónidos ni para ciprínidos.

Por otro lado se ha trabajado en la revisión o modificación de los límites de la Directiva 78/659/CEE, referida a los índices de toxicidad fisicoquímica para la clasificación del índice NBI SCAF®. El riesgo de toxicidad fisicoquímica del agua o estrés hidroquímico respecto de las poblaciones biológicas (básicamente, las piscícolas) se determina mediante el sometimiento de los datos de fisicoquímica del agua a una serie de test basado en una tabla de niveles de seguridad de parámetros físico-químicos; con ello



se pretende completar y/o corregir, según sea el caso, los límites recogidos en la Directiva 78/659/CEE, y que en algunos casos no son los más adecuados a la hora de su aplicación de las condiciones fluviales de la CAPV.

Para su cálculo se utilizan los límites y ecuaciones incluidos en el Modelo SCAF® (Anbiotek, 1993; in Gobierno Vasco, 1993. Las bases científicas y técnicas pueden estudiarse en Docampo, G. de Bikuña y Agirre (1993), Docampo y G. de Bikuña (1994) y Docampo (1994)); algunos de estos límites han sido actualizados a lo largo de los años de su aplicación en la Red de Vigilancia, y figuran más adelante en una tabla específica. Esta determinación se realiza de acuerdo a 4 áreas biotipológicas principales en los ríos de la CAPV:

• crenon, o áreas de cabecera, y que corresponde a un área poco presente en la Red de Vigilancia;

• tramos de Salmónidos, cuya especie principal es la trucha, Salmo trutta fario;

• tramos de Ciprínidos, cuyas especies representantes son el barbo, Barbus graellsii, y la loina, Chondrostoma toxostoma;

• tramos de platija o próximos a estuario, y siempre por encima del ámbito intermareal, donde la especie representante es la platija, Platichthys flexus.

La cuantificación se realiza mediante los índices ITS-m e ITC-m o índices de toxicidad físico-química de las aguas para salmónidos y ciprínidos, respectivamente. Estos índices se computan como medias geométricas de los citados niveles de seguridad. En los tramos de cabecera y de Salmónidos se aplica el Índice ITSm, y en los de Ciprínidos y tramos bajos situados por encima de estuario (tramos de platija), el Índice ITCm.

VARIABLE SALMONIDOS (S) CIPRINIDOS (C)

Temperatura 'T' (ºC) 21,5 27,0 pH 6,0 - 9,0 6,0 - 9,9

O2 disuelto (mg·l-1) 9,0 7,5 Sólidos en suspensión (mg·l-1) 25,0 25,0

DBO5 (mg O2·l-1) 3,0 6,0

P-PO43- (mg.l-1) 0,043 0,090

NO2- (mg·l-1) 0,050 0,095

NH4+ (mg·l-1) NH4

+= 0,015 [1 + 10 (10,065-0,033·T-pH)] NH4+= 0,020 [1 + 10 (10,065-0,033·T-pH)]

Cianuro (mg·l-1) 0,005 0,005 Plomo (mg·l-1) 0,020 0,020

Mercurio (mg·l-1) 0,001 0,001 Arsénico (mg·l-1) 0,001 0,001 Cromo (mg·l-1) 0,025 0,025

VARIABLES EN FUNCION DE LA DUREZA DEL AGUA Cinc total (mg·l-1) Zn = 0,278·LogD - 0,257 Zn = 0,508 – 1,342·LogD + 0,618·(Log D)2

Dureza 'D' (mg CaCO3·l-1) 10 50 100 200

Cadmio (mg·l-1) 0,0004 0,0009 0,0015 0,0030 Cobre soluble (mg·l-1) 0,006 0,020 0,040 0,076

Tabla 27.- Variables y niveles de seguridad físico-química que se utilizan para el cálculo de los índices ITSm e ITCm. Abreviaturas: 'D', dureza del agua; 'T', temperatura del agua.

A partir de los diagnósticos de toxicidad fisicoquímica determinados por los índices ITSm e

ITCm se realiza una clasificación cuyo significado ambiental se explica en la Tabla siguiente.

CLASE TOXICIDAD SIGNIFICADO AMBIENTAL

NM. Color: azul ITSm, ITCm < 1,02 Normalidad, máxima calidad NA. Color: azul ITSm, ITCm < 1,08 Normalidad, alta calidad N. Color: azul ITSm, ITCm < 1,25 Normalidad, Aptas para el mantenimiento de las poblaciones piscícolas.

B. Color: verde 1,25 ≤ ITSm, ITCm < 1,90 Bioacumulación y estrés. No aconsejable el consumo de peces. I. Color: rojo ITSm, ITCm ≤ 1,90 Inviable para la vida piscícola.

Tabla 28.- Clasificación de las aguas fluviales según su grado de toxicidad físico-química para las poblaciones piscícolas.

Para la determinación del diagnóstico anual, estación por estación, se toman en cuenta de modo acumulado los resultados de todos los

muestreos recogidas a lo largo del año. Junto al diagnóstico anual se señalan las principales variables de toxicidad identificadas.



Al mismo tiempo, este diagnóstico se contrasta con los resultados obtenidos por la Red de seguimiento del estado de la contaminación por sustancias prioritarias en ríos de la C.A.P.V. tanto en la matriz agua como en la propia biota analizada, y para las estaciones de muestreo comunes.

CÁLCULO DE CARGAS CONTAMINANTES

Se ha calculado la carga contaminante de nutrientes (nitratos y fosfatos) y metales (cadmio, cobre, plomo y zinc) en las estaciones de muestreo al final de cada cuenca (para el conjunto de la vertiente cantábrica o mediterránea se ha aplicado el sumatorio de las exportaciones de sus cuencas correspondientes).

El cálculo de las cargas se ha realizado utilizando la concentración media anual de cada uno de los parámetros que se acaba de mencionar y el caudal de una estación de aforo existente en la cuenca (se ha utilizado el caudal de la estación de aforo más próxima o más adecuada a la estación de muestreo de la Red de Vigilancia cercana a la desembocadura del eje principal de cada cuenca).

Las cargas contaminantes exportadas en 2005 por cada cuenca (o por cada una de las dos vertientes) se ha expresado como variación con respecto a las cargas de 1998 (año base), utilizando la siguiente expresión donde “año XX” hace referencia al 2005:



1.6. INDICADORES DE CALIDAD HIDROMORFOLÓGICOS QUE AFECTAN A LOS INDICADORES BIOLÓGICOS

Los indicadores de calidad hidromorfológicos que afectan a los indicadores biológicos son, según la DM los siguientes:

• Caudales e hidrodinámica del flujo de las aguas

• Conexión con masas de agua subterráneas

• Continuidad del río

• Variación de la profundidad y anchura del río

• Estructura y sustrato del lecho del río

• Estructura de la zona ribereña

Los mismos documentos elaborados por los grupos de trabajo que trabajan en la implementación de la Directiva, especifican que “se necesita un trabajo adicional para aportar métodos que describan la relación entre los elementos de la calidad biológica y la morfología, la continuidad del río y su régimen hidrológico“ (Water Framework Directive Common Implementation Strategy Working Group 2.7 (2003). Guidance on Monitoring for the Water Framework Directive Final Version23 January 2003)

Además, los elementos de calidad hidromorfológicos, únicamente son requeridos para la clasificación del Muy Buen Estado o Clase Alta según REFCOND, (2003). Para las demás Clases los elementos hidromorfológicos deben asegurar que se cumplan las condiciones adecuadas especificadas en las tablas 1.2.1 y 1.2.2 de la Guía REFCOND para los elementos biológicos, por lo tanto si las condiciones biológicas son buenas se entiende que los factores hidromorfológicos son los adecuados para mantenerlas.

Por otro lado y además de la falta de metodologías para valorar estos elementos No se dispone de datos suficientes para poder establecer las condiciones de referencia respecto a los elementos de calidad hidromorfológicos en las estaciones de referencia ya que no se ha llevado a cabo ningún estudio específico para determinarlas y el espacio de la red no es

apropiado para ello. Por ello, en los apartados siguientes iremos explicando lo que se ha llevado a cabo durante el año 2005 dentro de la enmarcado en el Pliego del proyecto y lo expresado en la oferta adjudicataria

La estructura física y la dinámica de caudales de un sistema fluvial, son elementos muy influyentes en la calidad ecológica del río. Son particularmente importantes las influencias del sustrato, la descomposición de la materia orgánica y el grado de interacción con la zona riparia. Los procesos asociados con los elementos de calidad hidromorfológica influyen enormemente en la composición de las comunidades de flora y fauna.

Como en todos los demás elementos de calidad establecidos en la DM y especificados a lo largo de esta memoria, se ha revisado la selección del tramo y la metodología empleada.

En el caso del componente hidromorfológico el espacio adecuado de muestreo se corresponde para algunas variables con el de la “estación de muestreo” área de unos 500 metros en donde se ubican distintos sitios o lugares donde se toman diversas variables hidromorfológicas y para otras variables se corresponde con el área de muestreo.

La Directiva marco 2000/60/CE establece como variables objeto de estudio sobre indicadores de condiciones morfológicas en ríos los siguientes: Modelos de canales, variaciones de anchura y profundidad, velocidades de flujo, condiciones de sustrato, estructura y condición de las zonas ribereñas. Parte de estos indicadores quedarán fuera del alcance de este contrato, sin embargo se establece como trabajo mínimo para la Red los siguientes apartados:

La metodología se ha adecuado a las normas CEN establecidas y a otros métodos existentes.

Se han elaborado dos protocolos de campo, uno para el área de estudio y otro para la estación de muestreo



DETERMINACIÓN DE CAUDALES CIRCULANTES.

La administración contratante considera, entre otros, que el análisis de los caudales circulantes es necesario para el cálculo de las cargas contaminantes que son aportadas desde los ríos a las zonas costeras.

Estación Organismo Estación de Aforo BI-555 CHN EA106 OI-102 DFG E1W1 UR-320 DFG D2W1 O-262 DFG C5Z1 O-606 DFG C9Z1 U-210 DFG B1Z1 U-490 DFG B2Z1

UIB-154 DFG B1Z2 D-202 DFG A1Z1 D-466 DFG A3Z1

DO-095 DFG A1Z2 A-062 DFB AR01 A-202 DFB AR02 L-112 DFB LE01 L-196 DFB LE02 I-271 DFB IB03

IA-222 DFB IB32 KA-372 DFB KD03

KAH-326 DFB KD12 N-258 DFB NB02 N-520 DFB NB04 K-130 DFB KR01

OM-380 CHE EA188 Z-828 CHE EA074

ZAY-372 CHE EA075 OES-116 DFG C1Z2 OLE-382 DFG C8Z1

N-120 DFB NB01 IE-140 DFB IB01

Tabla 29.- Relación entre estaciones de aforo y estaciones de muestreo de la Red de Seguimiento.

La actual estructura de la Red dificulta este análisis en continuo y se ve la necesidad de apoyarse en datos obtenidos por otras entidades por medio de estaciones de aforo.

Así, se establece como trabajo mínimo para la Red que en todas las estaciones de muestreo que no cuentan con estación de aforo en sus proximidades y coincidiendo con los muestreos para el estudio de los indicadores químicos y físico-químicos que afectan a los indicadores biológicos, se ha medido el caudal circulante de forma puntual, siempre que esta medida se haya podido realizar sin riesgo para el equipo de muestreo.

En cuanto a la determinación de los caudales circulantes, coincidiendo con la toma de muestras de agua se mide el caudal circulante según el método que se comenta a continuación:

En las estaciones de muestreo en que no se disponga de estación de aforo se ha fijado una sección para registro de caudales. (Existe un dossier exclusivo de este apartado)

El método utilizado en la estima de caudales consiste en:

• la determinación de la sección transversal del cauce, para ello se procede a la medición de la profundidad cada 0,5 m (tramos estrechos), 1 m (caso más habitual) o 2 metros (tramos anchos).

• A continuación, se determina la velocidad media de la corriente (en m.s-1) en varios puntos de la misma sección a 2/3 de la altura de la película de agua, utilizándose al efecto un correntímetro. El producto de esta velocidad media por la sección obtenida proporciona el caudal circulante (m3.s-1).

• Cuando las condiciones particulares del cauce (escasa profundidad o velocidad muy lenta) no permiten utilizar el correntímetro de campo, se estima la velocidad superficial midiendo el tiempo necesario para que un material flotante (por ejemplo, un corcho u hoja) recorra una distancia de 1 m. La velocidad superficial que así se obtiene se estima en un factor de 1,25 la velocidad media.

• Si se definen diferentes subsecciones, el caudal total circulante vendrá dado por la suma de los respectivos caudales parciales determinados en las citadas subsecciones. Con este método se consigue un mayor afino en la medida del caudal pues en los ríos el agua no presenta una corriente uniforme, sino que dispone de facies más lóticas y otras más lénticas, con corrientes preferenciales y velocidades no uniformes en el perfil transversal del río.

CARACTERIZACIÓN Y REGISTRO DELTIPO DE SUSTRATO

En cuanto a la caracterización del sustrato se hace una caracterización inicial del sustrato y, posteriormente, se recogen las modificaciones eventuales observadas en cada muestreo.

Esta caracterización se realiza en las fechas y en los puntos de muestreo de la comunidad de



macroinvertebrados que son elegidos por ser representativo de la estación.

La caracterización inicial se realiza con el muestreo de macroinvertebrados de septiembre, dado que en esta época se muestrean todas las estaciones y las condiciones de caudal, aguas bajas, son las más idóneas para realizar este tipo de observaciones. En los sucesivos muestreos de macroinvertebrados, y siempre que las condiciones de caudal lo permitan, se revisan los datos iniciales.

Los datos de campo se toman en el área de muestreo de macroinvertebrados de la siguiente manera: se recorren 5 secciones transversales anotando los tipos de sustrato (ver tabla adjunta, modificada según metodología AQUEM), otorgándoles una puntuación de 1 a 3 en función de su cobertura: 1 si su extensión está por debajo de un tercio, 2 si está entre 1/3 y 2/3 y 3 si está por encima de 2/3.

Tipo de sustrato Tamaño de partícula*

Modificado para concordancia con el sistema AQUEM

Roca Grandes bloques

(megalithal in AQUEM) >40 cm de diámetro medio

Cantos rodados (macrolithal)

Entre 20 y 40 cm de diámetro medio.

Guijarros (mesolithal) Entre 6 y 20 cm de diámetro medio.

Grava (akal y microlithal) entre 0,2 y 6 cm de diámetro

Arena < 0.2 Limo-arcilla

Para obtener la composición e importancia relativa del sustrato de una estación de muestreo no tenemos más que sumar las puntuaciones obtenidas para cada uno de los tipos de sustrato. Así, una puntuación nula indica los tipos de sustrato ausentes, de 1 a 5 puntos aquellos sustratos presentes, de 6 a 10 puntos los tipos de sustratos dominantes y por encima de 11 puntos estarían los sustratos dominantes.

REGISTRO DE LAS CARACTERÍSTICAS DE LAS

ESTACIONES DE MUESTREO.

Sobre un registro inicial extraído del trabajo de Caracterización de masas de agua (Gobierno vasco, 2002), se anotarán las modificaciones observadas en los diferentes muestreos. Tras el inventario de las afecciones principales, las

nuevas afecciones deberán localizarse mediante coordenadas UTM y fotografiado.

En este registro se incluyen aspectos tales como actividad asociada a las márgenes, altitud, pendiente, etc. así como aquellas intervenciones que se hayan efectuado en el cauce, tales como dragados, alteración de márgenes, canalizaciones, tomas de agua, puntos de vertido, entrada en funcionamiento o incidencias en los sistemas de depuración de vertidos urbanos e industriales al río, etc.

La inclusión de nuevas estaciones de muestreo implicará la realización de informe sobre sus características incluyendo localización UTM y fotografías.

EVALUACIÓN DE LA ESTRUCTURA Y CONDICIÓN DE LAS

ZONAS RIBEREÑAS: ÍNDICE QBR

Se considera como índice de utilidad referido a este apartado el índice QBR o índice de bosque de ribera (Munné et al. 1997), que incluye un análisis de las características del cauce y del bosque ribereño. La frecuencia de registro de este apartado será anual.

Así se ha determinado la presencia o ausencia del bosque de ribera así como el estado de conservación y composición (calidad y estructura de la zona ribereña) mediante la aplicación del índice QBR. Esta medida además de ser importante en el ámbito de estructura y funcionamiento del ecosistema es de la mayor importancia en la determinación de la calidad paisajística del tramo.

Es un índice sencillo para la evaluación y determinación de la calidad de los sistemas ribereños que ha venido siendo utilizado en cuencas mediterráneas y que también ha sido aplicado a las cuencas cantábricas por Anbiotek (Gobierno Vasco, 1998; 1999; 2000).

El índice está inspirado en sistemas ya utilizados en Europa. El sistema de cuantificación de la calidad ribereña se fundamenta en la valoración de cuatro bloques de características del ecosistema con el mismo peso en el resultado final.

• (QBR1) Cobertura Total de la vegetación de ribera. Interesa puntuar el recubrimiento del



terreno por la vegetación sin tener en cuenta su estructura vertical. Interesa destacar el papel del bosque de ribera como elemento estructurador del río y su papel en la fijación del sustrato frente a avenidas. Se contabilizan también matorrales y arbustos. Se considera que la conectividad es total cuando entre el bosque de ribera y el ecosistema forestal de los dos márgenes del río no existe ninguna alteración de origen antrópico.

• (QBR2) Estructura o grado de madurez. Da idea de la organización vertical de la ribera. La puntuación se realiza según el porcentaje de recubrimiento de árboles y en su defecto de arbustos.

• (QBR3) Complejidad y naturalidad del sistema. Calidad de la cubierta vegetal. El diferente número de especies arbóreas que puede albergar una ribera depende de una gran cantidad de factores que podrían resumirse en la geomorfología del cauce por lo que se tiene que determinar previamente el tipo geomorfológico al que pertenece el tramo. La naturalidad está relacionada con las especies arbóreas autóctonas y con el número que es esperado en un ambiente no alterado. Se tiene en cuenta asimismo la complejidad del sistema.

• (QBR4) Grado de alteración del canal fluvial. El grado de alteración está en función de la intensidad de la modificación. Se valora la existencia de presas, canalizaciones, infraestructuras, etc.

Los cuatro bloques intentan cuantificar separadamente grupos de variables indicativas del estado natural del sistema y la suma de todos da la puntuación final. El QBR total se mueve entre valores de 0 a 100 puntos. El índice se refleja en una clasificación del grado de conservación de las riberas en cinco clases según la puntuación obtenida.

Clases del grado de

conservación de las riberas QBR total

Estado natural, sin alteraciones 100-90 Buena, ligera perturbación 90-70

Aceptable, inicio de alteración 70-50 Deficiente, fuerte alteración 50-25

Pésima, degradación extrema 25-0

La evaluación de la estructura y condición de las zonas ribereñas se ha realizado en Junio, julio, septiembre y octubre de 2005 conjuntamente con el estudio de macrófitos, perifiton y, en aquellas estaciones en las que no se han contemplado este año estos elementos, se ha estimado al visitar la estación durante los muestreos de pesca.

La determinación del QBR se establece en un tramo mayor que es representativo de la estación a nivel de bosque ripario. La vegetación de ribera se ha estudiado en la totalidad de las estaciones de la Red de Vigilancia. Se ha revisado el área de estudio, contemplando como mínimo una longitud de 100 metros en cada margen del río. Se ha revisado la idoneidad y representatividad de la zona estudiada, de manera que sea representativa del tramo y no existan impactos importantes locales, tales como la presencia de áreas urbanas que afectan notablemente a la vegetación ribereña. Este es el caso de la estación, LEA-046, que se ha trasladado aguas arriba de la población de Ea, a un tramo más representativo de las condiciones naturales y, por lo tanto, fuera del tramo urbano.

CARACTERIZACIÓN MORFOLÓGICA DEL ÁREA DE

ESTUDIO

Los datos descriptivos del área de estudio que se registran son entre otros: área de la cuenca, orden fluvial, altitud, pendiente, forma del valle, configuración del canal, sustrato geológico, usos del suelo, impactos, etc.

Algunos de estos datos ya forman parte de los archivos de Anbiotek (trabajos anteriores para la CAPV) y otros se determinará mediante el análisis de los mapas topográficos 1:50.000; así como de los mapas, planos y fotografías aéreas de GESPLAN y de la información asociada al mismo (mapas geológicos, mapas de usos del suelo,..).

Esta información se recoge y elabora en gabinete, contrastando en campo cualquier duda o problema que pueda surgir.

Estos datos se complementan con datos recogidos “in situ”. Se trata de datos que se obtienen de la observación directa de un tramo de río de unos 500m, en condiciones de estiaje; y que se refieren a los taludes y bancos riparios



(perfil, altura, vegetación,...) y al lecho (flujo, sustrato, vegetación acuática,...).

La recogida de estos datos se sistematiza mediante el uso de unos protocolos denominados “site protocol”que son los que definen la estación de muestreo (como se vio en el apartado correspondiente).

El conjunto de datos así obtenidos queda reflejada en unas fichas descriptivas de cada estación, y en una base de datos en la que se recoge la información de mayor interés.

Esta información además de describir cada una de la estaciones de muestreo de la red de la CAPV, y su área de estudio asociada, constituye una fuente de información adicional muy interesante para utilizar en la interpretación de resultados y en la comparación de resultados entre estaciones de muestreo.

Los datos utilizados en la descripción tanto del área de estudio, como de la estación de muestreo son los propuestos en el proyecto AQUEM.

VALORACIÓN DEL COMPONENTE HIDROMORFOLÓGICO

QUE PARTICIPA EN LA DETERMINACIÓN DEL ESTADO

ECOLÓGICO,

En cuanto a la valoración del componente hidromorfológico que participa en la determinación del Estado ecológico, en la tabla siguiente se ha representado la tabla utilizada por la UTE en anteriores ejercicios de la Red para caracterizar los factores hidromorfológicos y como se puede apreciar, únicamente se tenían en cuenta la continuidad del régimen y el índice de ribera QBR, como una estima de la calidad de la zona riparia y la metodología de valoración era en el caso de la continuidad del régimen de tipo “juicio de experto”.

Respecto al índice QBR, existe una valoración del mismo como se observa en la tabla adjunta.

GRADO DE CONSERVACIÓN Puntuación QBR Estado natural, sin alteraciones 100-90

Buena, ligera perturbación 90-70 Aceptable, inicio de alteración 70-50 Deficiente, fuerte alteración 50-25

Pésima, degradación extrema 25-0

Si se utiliza el mismo método de valoración del componente hidromorfológico, en las estaciones que dieran un Muy Buen Estado biológico y un Muy Buen Estado fisicoquímico, se podrían equiparar las clases del QBR y las demás valoraciones que se hagan (juicio de experto), a los valores EQC ya explicados en los apartados biológicos y que no consiste más que en hacer escalas comparable a una escala 1 a 5.

Sin embargo, pensamos que dada la complejidad de estimar muchos de los aspectos

hidromorfológicos y su encuadre dentro de una red de seguimiento del tipo que se plantea, es mucho mas eficaz que se vayan obteniendo todos aquellos datos que pueden servir de apoyo o como conocimiento de la estación o área de muestreo o para en un futuro cumplir los objetivos de la clasificación del estado ecológico respecto al componente hidromorfológico en aquellas situaciones de MUY BUEN ESTADO, que son a las que se les va a demandar tener un muy buen estado hidromorfológico en el más estricto sentido.

ESTUDIO PILOTO

Se proponía en la oferta estudiar la posible aplicación de la metodología CEN11 para la valoración hidromorfológica de las estaciones de muestreo.

11 Guia para la evaluación en ampo y laboratorio de los rasgos hidromorfológicos (Cen Tc 230/Wg 2/Tg 5: N32)



Esta metodología asigna una clase de calidad hidromorfológica, entre 5 posibles clases, siendo la clase 1 condiciones muy buenas o de referencia y la clase 5 condiciones muy malas, al canal, a la ribera y a las llanuras de inundación.

Está clasificación puede representarse gráficamente sobre un mapa o plano del río, ya que a cada clase de calidad se le ha asignado un color. Cada uno de los componentes comentados, canal, ribera y llanura de inundación, se representa a través de una línea paralela al curso del río y del color que le corresponda según su calidad.

Para la asignación a una u otra clase de calidad se parte de la información recogida en campo en un tramo de unos 500m de río, se toman datos referentes a características físicas del canal del río, la zona riparia y las llanuras de inundación. Posteriormente, para obtener la clase de calidad hidromorfológica, de cada uno de estos tres componentes del sistema fluvial, se analizan

y comparan los datos recogidos en campo con las condiciones de referencia.

En nuestro caso, la aplicación de esta metodología no es posible debido a que no se dispone de datos de referencia. Sólo señalar que los datos que se recogen y analizan en la descripción física de las estaciones de muestreo y las áreas de estudio incluyen, prácticamente, la totalidad de variables que utiliza en esta guía.

De forma más detallada añadimos la tabla aportada en la oferta, extraída y traducida directamente de la guía CEN, en la que se han subrayado los elementos analizados en este primer año de red para las todas las estaciones de muestreo de Álava y las estaciones de muestreo de las cuencas del Deba y el Urola.

Los datos hidromorfológicos que se toman en campo se recogen en las tablas adjuntas, para ello se recorre el río por los bancos riparios y se realizan varias secciones transversales.

Nº Categorias Rasgos genéricos Atributos evaluados CANAL

Plataforma

Sinuosidad Modificaciones en la plataforma natural

Sección longitudinal Gradiente, perfiles de las secciones longitudinales 1 Geometría del canal

Sección-transversal Secciones transversales que muestren

variaciones en la profundidad, anchura, perfiles de los bancos

Artificial

Hormigón, lecho fijo Incrustadas (bloques no movibles, roca madre,

etc.)

Tipos de sustratos naturales

Grande (bloques) Grueso (cantos rodados) Medio (guijarros y gravas)

Fina (arena) Muy fina (arcillas)

Orgánica (turba, etc.)

2 Sustrato

Manejo e impactos Grado de sedimentación, compactación

Forma de las masas de macrófitas Emergentes, flotantes, hoja ancha sumergidas, briofitos

Hojas y madera Tamaño, composición 3 Vegetación en el canal y cúmulos

vegetales Manejo Siegas, talas, podas

4 Erosión/deposición Rasgos del canal y de la base de los bancos

Barrones e islas. Taludes estables o erosionados, bancos

aterrazados,.. Modelos Flujo libre, efecto estructuras artificiales Rasgos Pozas, rápidos,... 5 Flujo

Régimen de descargas Extracciones, derivaciones liberación de presas

6

Estructuras artificiales

que afecten la continuidad longitudinal

Barreras artificiales que afecten la continuidad del agua, sedimentos o la

migración de la biota Vertederos, alcantarillados y canales,…



1.7. CALIFICACIÓN DEL ESTADO ECOLÓGICO

En principio, según la Directiva de Aguas, la valoración global corresponde a la peor de las valoraciones efectuadas para cada uno de los indicadores biológicos. Es decir, que si, por ejemplo, para el fitoplancton corresponde una valoración de aceptable y el resto de indicadores presenta un buen estado ecológico, la valoración será de aceptable estado ecológico. Teniendo en

cuenta que algunos de los indicadores biológicos no se muestrean todos los años en todos los puntos (p. ej. peces o macroalgas) y que tampoco se ha efectuado un desarrollo exhaustivo de la metodología a aplicar para cada indicador, se ha creído conveniente hacer una ponderación en los resultados similar a la realizada en 2002 (Borja et al., 2003), y que se adaptó en Borja et al. (2004a).

Figura 12.- Proceso de calificación del Estado Ecológico, basado en la Directiva de Aguas y en Borja et al. (2004a).



1.8. REFERENCIAS

• Alvarez, J.; Bea, A.; Faus, J.M.; Castién, E. & Mendiola, I. 1985. Atlas de los vertebrados continentales de Alava, Vizcaya y Guipúzcoa (excepto Quiróptera). Dpto. Política Territorial y Transportes. Gobierno Vasco. Gasteiz. 336 pp.

• Alvarez, J. et al. 1998. Vertebrados continentales. Situación actual en la CAPV. Gobierno Vasco. Dpto. Industria, Agricultura y Pesca: Gasteiz. 465 pp.

• Asensio González, R.; Pinedo Ruiz, J. & Markina Lamonja, F. 1996. Revisión biogeográfica de la fauna piscícola del Territorio Histórico de Alava. Est. Mus. Cienc. Nat. de Alava 10-11: 305-318.

• Borja, A., B. G. D. Bikuña, J. M. Blanco, A. Agirre, E. Aierbe, J. Bald, M. J. Belzunce, H. Fraile, J. Franco, O. Gandarias, I. Goikoetxea, J. M. Leonardo, L. Lonbide, M. Moso, I. Muxika, V. Pérez, F. Santoro, O. Solaun, E. M. Tello y V. Valencia, 2003. Red de Vigilancia de las masas de aguas superficial de la Comunidad Autónoma del País Vasco. Informe inédito para Departamento de Ordenación del Territorio y Medio Ambiente, Gobierno Vasco. 22 vols, 3043 pp.

• Doadrio, I. 2001. Atlas y libro rojo de los peces continentales de España. ICONA. Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación. Madrid. 331 pp.

• Docampo, L. y G. de Bikuña, B., 1994. Development and application of a diversity index (D) to the benthic macroinvertebrates communities in the rivers of Biscay (North of Spain). Arch. Hydrobiol. 129(3): 353-371.

• Docampo, L. & Rallo, A. 1987. Tipología de las comunidades de vertebrados (peces y anfibios) de la red hidrográfica de Vizcaya. I. Asociación entre especies y distribución de las cuencas fluviales. Kobie (Serie Ciencias Naturales) XVI: 257-267.

• Docampo, L. 1994. Métodos para la determinación de la calidad de las aguas fluviales. Belarra 10-11: 31-48.

• Docampo, L., G. de Bikuña, B. y Aguirre, A., 1993. Ensayo de un modelo probabilistico de la calidad de las aguas de los ríos del País Vasco. In: "Aplicación del Modelo RIVPACS a los ríos de la CAPV". Gobierno Vasco. Informe técnico no publicado.

• Lobón-Cerviá, J. 1991. Dinámica de poblaciones de peces en ríos. Pesca eléctrica y métodos de capturas sucesivas en la estima de abundancias. Museo Nacional de Ciencias Naturales. CSIC: Madrid. 156 pp.

• Seber, G.A.F. & Le Cren, E.D. 1967. Estimating population parameters from catches large relative to the population. J. Anim. Ecol. 36: 631-643.

• AFNOR, 2000. Lecointe, C.; Coste, M.; Prygiel, J., 1993. ‘Omnidia’: software for taxonomy, calculation of diatom indices and inventories management. Hydrobiologia, 269/270: 509-513.

• ANBIOTEK, 2000. Jornadas sobre gestión ecosistémica del agua: nuevo concepto de calidad ambiental en la Unión Europea. Bilbao, Abril, 2000.

• ANBIOTEK, 2001. Problemática de la determinación del estado ecológico: Establecimiento de estaciones de referencia del Muy buen estado. Tecnología del Agua (enviado).

• Andrade, F. y Cancela Da Fonseca, L., 1979. Estrategia de amostragem num ecossistema bentónico estuarino visando a análise numérica de sus estructura e evoluçâo (estuario do Sado, Portugal). Act. 1er Simp.Ibér.Est. Bentos Mar., San Sebastián, II:873-888.

• Angelidis, M. O., P. G. Markantonatos y N. C. Bacalis, 1995. Impact of human activities on the quality of river water: The case of Evrotas



River catchment basin, Greece. ENVIRON. MONIT. ASSESS., 35 (2):137-153.

• Anónimo, 1958. Symposium on the classification of brackfish waters. Venice 8-14th April 1958. Archivio di Oceanografia e Limnologia Volume 11. Suplemento (Simposio sulla Calssificazione della Acque Salmastre. Venecia 8-14 Aprile, 1958).

• APHA-AWWA-WPCF, 1989. STANDARD METHODS for the examination of water and wastewater. 17ª Edición.

• Armitage, P.D., Furse, M.T. y Wright, J.F., 1992. Calidad medioambiental y valoración biológica en los ríos Británicos. Perspectivas de pasado y futuro. Anexo del libro "Caracterización hidrobiológica de la red fluvial de Álava y Gipuzkoa" pp: 479-511. Dpto. Economía, Planificación y Medio Ambiente del Gobierno Vasco. Vitoria-Gasteiz. 511 pp.

• Armitage, P.D., Pardo, I., Furse, M.T. y Wright, J.F., 1990. Assessment and prediction of biological quality. A demostration of a British macroinvertebrate-based method in two sapanish rivers. Limnetica, 6: 147-156.

• Borja, A., B. G. D. Bikuña, J. M. Blanco, A. Agirre, E. Aierbe, J. Bald, M. J. Belzunce, H. Fraile, J. Franco, O. Gandarias, I. Goikoetxea, J. M. Leonardo, L. Lonbide, M. Moso, I. Muxika, V. Pérez, F. Santoro, O. Solaun, E. M. Tello y V. Valencia, 2003. Red de Vigilancia de las masas de aguas superficial de la Comunidad Autónoma del País Vasco. Informe inédito para Departamento de Ordenación del Territorio y Medio Ambiente, Gobierno Vasco. 22 vols, 3043 pp.

• CHE, 2000. Definiciones para los niveles de estado ecológico en los ríos de la cuenca hidrográfica del Ebro. Confederación Hidrográfica del Ebro: Zaragoza.

• Cirujano, S., Velayos, M., Castilla, F. y Gil Pinilla, M. 1992. Criterios botánicos para la valoración de las lagunas y humedales españoles (Península Ibérica y las Islas Baleares). ICONA-CSIC. Colección Técnica. 456 pp.

• Davis, S. E. y B. C. Reeder, 2001. Spatial Characterization of Water Quality in Seven Eastern Kentucky Reservoirs Using Multivariate Analyses. Aquatic Ecosystem Health and Management, 4:463-477.

• Docampo, L. y G. de Bikuña, B., 1991. Analysis of the physico-chemical variables of the stream waters of Vizcaya (Basque Country): 1. Mathematical model of conductivity. Arch. Hydrobiol., 122(3): 351-372.

• Docampo, L., G. de Bikuña, B. y Benito, I., 1990. Continentalidad y variaciones globales en la química fluvial de los ríos de Bizkaia. Studia Œcologica 7: 137-152.

• Docampo, L., G. de Bikuña, B. y Aguirre, A., 1993. Ensayo de un modelo probabilistico de la calidad de las aguas de los ríos del País Vasco. In: "Aplicación del Modelo RIVPACS a los ríos de la CAPV". Gobierno Vasco. Informe técnico no publicado.

• G. de Bikuña, B. y Docampo, L., 1990. Limnología de los ríos de Vizcaya. Teorías, Aplicaciones e Implicaciones Biológicas. Viceconsejería de Medio Ambiente. Gobierno Vasco. Gasteiz. 200 pp.

• G. de Bikuña, B. y Aguirre, A. 2000. Caracterización de estaciones de referencia mediante la utilización de datos históricos de una red de vigilancia en una región ecológica (tipo) ya determinada: montaña mediterránea. Cuenca del Ebro. X Congreso de la AEL y II Congreso Ibérico de limnología.

• G. de Bikuña, B., Docampo, L. y Benito, I. 1989. Evaluación y cuantificación de la calidad de las aguas fluviales de Bizkaia. Kobie, XVIII: 147-156.

• Gobierno Vasco, 1995. Plan Territorial Sectorial de Zonas Húmedas de la CAV. Informe técnico realizado por GRAMA S.A. para la Viceconsejería de Medio Ambiente. Gasteiz.

• Gobierno Vasco, 2000. Plan Territorial Sectorial de Ordenación de Márgenes de los Ríos y Arroyos de la Comunidad Autónoma del País Vasco. Vertiente Mediterránea. Dpto.



Ordenación del Territorio, Vivienda y Medio Ambiente. 5 volúmenes. Vitoria-Gasteiz.

• Gobierno Vasco, 2000. Seguimiento de la red de vigilancia de la calidad del agua y del estado ambiental de los ríos de la Comunidad Autónoma Vasca. 1996. Viceconsejería de Medio Ambiente. ONDOTEK Informe técnico no publicado. Gasteiz.

• Khalaf, G. y Tachet, H., 1977. La dynamique de colonisation des sustrats artificiels par les macroinvertebrés d´un cour d´eau. Annls. Limnol., 13(2): 169-190.

• Margalef, R., 1989. Reflexiones sobre la diversidad y significado de su expresión cuantitativa. Simposio sobre la Diversidad Biológica: 1-16. Madrid.

• Margalef, R., 1991. Teoría de los sistemas ecológicos. Publications de la Universitat de Barcelona. Barcelona. 290 pp.

• Moss, D.M., Furse, M.T., Wright, J.F. y Armitage, F.D., 1987. The prediction of the macroinvertebrate fauna of unpolluted runnig-water sites in Great Britain using environmental data. Freshwat. Biol., 17: 41-52.

• Munné, A. y Prat, N. 2000, Delimitación de regiones ecológicas: Tipos de referencia y umbrales de calidad. En “Jornadas sobre gestión ecosistémica del agua: nuevo concepto de calidad ambiental en la Unión Europea”. Ed. Anbiotek. Bilbao, Abril, 2000.

• Stanford, J.A. y Ward, J.V., 1983. Insect species diversity as a function of environmental and disturbance in stream systems, p. 265-278. In: J.R. Barnes and G.W. Minshall (eds.), Stream ecology-application and testing of general ecological theory. Plenum Press. New York.

• Strickland, J.D.H. y T.R. Parsons, 1972. A Practical handbook of Seawater Analysis. Fis.Res.Board of Canada Bulletin, 167 (2nd Edition). Ottawa 1972.

• Ter Braak, C.J.F., 1996. Unimodal nodels to relate species to environment. DLO Agricultural Mathematics Group, Wageningen, 266 pp.

• Ter Braak, C.J.F. y P. Smilauer, 1998. CANOCO Reference Manual. Centre of Biometry, Wageningen, 351 pp.

SAINT, L.; DAWSON, F.H. [1999]: Mean Trophic Rank: A User's Manual. Environment Agency R&D Technical Report E38.



1.9. ANEXO 1. LOCALIZACIÓN DE LAS ESTACIONES DE MUESTREO

Estación Ámbito Unidad hidrológica Cuenca Río Masa MAMM A-062 Cuencas internas País Vasco Artibai Artibai Artibai Artibai-A A-202 Cuencas internas País Vasco Artibai Artibai Artibai Artibai-A M-045 Cuencas internas País Vasco Barbadun Barbadun Barbadun Barbadun-A M-190 Cuencas internas País Vasco Barbadun Barbadun Barbadun Barbadun-B

MGA-075 Cuencas internas País Vasco Barbadun Mercadillo Galdames Barbadun-A BIJA-050 Cuencas internas País Vasco Bidasoa Jaizubia Jaizubia Jaizubia-A

B-062 Cuencas internas País Vasco Butroe Butroe Butroe Butroe-A B-226 Cuencas internas País Vasco Butroe Butroe Butroe Butroe-B

BAN-040 Cuencas internas País Vasco Butroe Andraka Andraka - BAT-060 Cuencas internas País Vasco Butroe Butroe Atxispe Butroe-A BES-086 Cuencas internas País Vasco Butroe Estepona Estepona Estepona-A

D-034 Cuencas internas País Vasco Deba Deba Deba Deba-A D-202 Cuencas internas País Vasco Deba Deba Deba Deba-C MAMM D-296 Cuencas internas País Vasco Deba Deba Deba Deba-C MAMM D-466 Cuencas internas País Vasco Deba Deba Deba Deba-D MAMM

DEG-068 Cuencas internas País Vasco Deba Deba Ego Ego-A MAMM DMI-044 Cuencas internas País Vasco Deba Saturraran Saturraran Saturraran-A DO-095 Cuencas internas País Vasco Deba Deba Oinati Oinati-B MAMM AS-045 Cuencas internas País Vasco Ibaizabal Asua Asua Asua-A MAMM AS-160 Cuencas internas País Vasco Ibaizabal Asua Asua Asua-A MAMM G-082 Cuencas internas País Vasco Ibaizabal Gobela Gobela Gobelas-A MAMM

GA-095 Cuencas internas País Vasco Ibaizabal Galindo Galindo Galindo-A MAMM L-040 Cuencas internas País Vasco Lea Lea Lea Lea-A L-112 Cuencas internas País Vasco Lea Lea Lea Lea-A L-196 Cuencas internas País Vasco Lea Lea Lea Lea-A

LEA-046 Cuencas internas País Vasco Lea Ea Ea Ea-A OI-044 Cuencas internas País Vasco Oiartzun Oiartzun Oiartzun Oiartzun-A OI-102 Cuencas internas País Vasco Oiartzun Oiartzun Oiartzun Oiartzun-A OK-045 Cuencas internas País Vasco Oka Oka Oka Oka-A OK-114 Cuencas internas País Vasco Oka Oka Oka Oka-A

OKGO-120 Cuencas internas País Vasco Oka Oka Golako Golako-A OKMA-040 Cuencas internas País Vasco Oka Mape Mape Mape-A OKMA-056 Cuencas internas País Vasco Oka Mape Mape Mape-A

U-026 Cuencas internas País Vasco Urola Urola Urola Urola-A U-160 Cuencas internas País Vasco Urola Urola Urola Urola-B U-210 Cuencas internas País Vasco Urola Urola Urola Urola-D MAMM U-490 Cuencas internas País Vasco Urola Urola Urola Urola-F

UAL-090 Cuencas internas País Vasco Urola Urola Altzolaratz Altzolaratz-A UIB-154 Cuencas internas País Vasco Urola Urola Ibaieder Ibaieder-B MAMM AG-126 Intercomunitaria Norte Aguera Aguera Aguera Aguera-A BI-555 Intercomunitaria Norte Bidasoa Bidasoa Bidasoa ????? I-140 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Ibaizabal Ibaizabal Ibaizabal-D I-160 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Ibaizabal Ibaizabal Ibaizabal-D I-271 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Ibaizabal Ibaizabal Ibaizabal-E MAMM I-394 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Ibaizabal Ibaizabal Ibaizabal-G MAMM

IA-120 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Ibaizabal Arratia Arratia-A MAMM IA-222 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Ibaizabal Arratia Arratia-A MAMM IE-140 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Ibaizabal Ibaizabal Ibaizabal-B KA-326 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Kadagua Kadagua Kadagua-A KA-372 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Kadagua Kadagua Kadagua-A KA-517 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Kadagua Kadagua Kadagua-C MAMM

KAH-100 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Kadagua Herrerias Herrerias-A KAH-326 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Kadagua Herrerias Herrerias-A

N-120 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Nerbioi Nerbioi Nerbioi-A N-258 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Nerbioi Nerbioi Nerbioi-A N-338 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Nerbioi Nerbioi Ibaizabal-G MAMM N-520 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Nerbioi Nerbioi Ibaizabal-G MAMM

NA-062 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Nerbioi Altube Altube-A NA-260 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Nerbioi Altube Altube-A NZ-124 Intercomunitaria Norte Ibaizabal Nerbioi Zeberio Zeberio-A K-130 Intercomunitaria Norte Karrantza Karrantza Karrantza Karrantza-A O-122 Intercomunitaria Norte Oria Oria Oria Oria-A O-262 Intercomunitaria Norte Oria Oria Oria Oria-C O-424 Intercomunitaria Norte Oria Oria Oria Oria-D O-490 Intercomunitaria Norte Oria Oria Oria Oria-D MAMM O-606 Intercomunitaria Norte Oria Oria Oria Oria-E



Estación Ámbito Unidad hidrológica Cuenca Río Masa MAMM OAM-090 Intercomunitaria Norte Oria Oria Amundarain Zaldibia-A OAR-226 Intercomunitaria Norte Oria Oria Araxes Araxes-A OAZ-156 Intercomunitaria Norte Oria Oria Amezketa Amezketa-A OES-116 Intercomunitaria Norte Oria Oria Estanda Estanda-A OLE-382 Intercomunitaria Norte Oria Oria Leitzaran Leitzaran-A MAMM UR-320 Intercomunitaria Norte Urumea Urumea Urumea Urumea-A UR-434 Intercomunitaria Norte Urumea Urumea Urumea Urumea-A

ARAR-150 Intercomunitarias Ebro Arakil Arakil Arakil Arakil-A BA-258 Intercomunitarias Ebro Baia Baia Baia Baia-B BA-558 Intercomunitarias Ebro Baia Baia Baia Baia-D EG-146 Intercomunitarias Ebro Ega Ega Ega Ega-B EG-380 Intercomunitarias Ebro Ega Ega Ega Ega-B

EGBI-102 Intercomunitarias Ebro Ega Ega Izki Ega-B EGBR-172 Intercomunitarias Ebro Ega Ega Berrón Ega-B

IN-175 Intercomunitarias Ebro Inglares Inglares Inglares Inglares-A IN-235 Intercomunitarias Ebro Inglares Inglares Inglares Inglares-A

OM-080 Intercomunitarias Ebro Omecillo Omecillo Omecillo Omecillo-A OM-244 Intercomunitarias Ebro Omecillo Omecillo Omecillo Omecillo-B OM-380 Intercomunitarias Ebro Omecillo Omecillo Omecillo Omecillo-C

OMSA-034 Intercomunitarias Ebro Omecillo Omecillo La Muera La Muera-A OMTU-136 Intercomunitarias Ebro Omecillo Omecillo Tumecillo Omecillo-A

PU-080 Intercomunitarias Ebro Purón Purón Purón Puron-A Z-060 Intercomunitarias Ebro Zadorra Zadorra Zadorra Zadorra-A Z-160 Intercomunitarias Ebro Zadorra Zadorra Zadorra Zadorra-A MAMM Z-336 Intercomunitarias Ebro Zadorra Zadorra Zadorra Zadorra-B Z-576 Intercomunitarias Ebro Zadorra Zadorra Zadorra Zadorra-D Z-828 Intercomunitarias Ebro Zadorra Zadorra Zadorra Zadorra-E

ZAL-150 Intercomunitarias Ebro Zadorra Zadorra Alegria Alegria-A ZAY-018 Intercomunitarias Ebro Zadorra Zadorra Ayuda Ayuda-A ZAY-372 Intercomunitarias Ebro Zadorra Zadorra Ayuda Zadorra-E ZBA-088 Intercomunitarias Ebro Zadorra Zadorra Barrundia Barrundia-A MAMM

ZSE-042 Intercomunitarias Ebro Zadorra Zadorra Santa Engrazia Santa Engrazia-A

ZSE-288 Intercomunitarias Ebro Zadorra Zadorra Santa Engrazia Zadorra-B

ZZA-160 Intercomunitarias Ebro Zadorra Zadorra Zaia Zaia-B



1.10. ANEXO 2.- ECOTIPOS SEGÚN SISTEMA A Y PROPUESTA SISTEMA COMBINADO

Río Estación Tipologías del sistema A Ecotipos C.A.P.V

Propuesta tipología combinada

Agüera AG-126 Pequeños ríos cantábricos silíceos VC Pequeños ríos cantábricos silíceos Artibai A-062 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Artibai A-202 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos

Mercadillo M-045 Pequeños ríos cantábricos silíceos VC Pequeños ríos cantábricos silíceos Mercadillo M-190 Pequeños ríos cantábricos silíceos VC Pequeños ríos cantábricos silíceos Galdames MGA-075 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Estepona BES-086 Pequeños ríos cantábricos silíceos RC Pequeños ríos cantábricos silíceos

Butrón B-062 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Butrón B-226 Ríos cantábricos calcáreos VC Ríos cantábricos calcáreos Atxispe BAT-060 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Andraka BAN-040 Pequeños ríos cantábricos calcáreos RC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Zeberio NZ-124 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Nervión N-120 Pequeños ríos cantábricos de altitud media calcáreos VC Ríos cantábricos de montaña Nervión N-258 Ríos cantábricos calcáreos VC Ríos cantábricos calcáreos Nervión N-338 Ríos cantábricos calcáreos EC Ríos cantábricos calcáreos Nervión N-520 Ríos cantábricos calcáreos EC Ríos cantábricos calcáreos

Kadagua KA-326 Ríos cantábricos calcáreos VC Ríos cantábricos calcáreos Kadagua KA-372 Ríos cantábricos calcáreos VC Ríos cantábricos calcáreos Kadagua KA-517 Ríos cantábricos calcáreos EC Ríos cantábricos calcáreos Ibaizabal I-140 Ríos cantábricos calcáreos VC Ríos cantábricos calcáreos Ibaizabal I-160 Ríos cantábricos calcáreos VC Ríos cantábricos calcáreos Ibaizabal I-271 Ríos cantábricos calcáreos VC Ríos cantábricos calcáreos Ibaizabal I-394 Ríos cantábricos calcáreos EC Ríos cantábricos calcáreos Herrerías KAH-100 Pequeños ríos cantábricos de altitud media calcáreos VC Ríos cantábricos de montaña Herrerías KAH-326 Ríos cantábricos calcáreos VC Ríos cantábricos calcáreos Gobela G-082 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Galindo GA-095 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Elorrio IE-140 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Asua AS-045 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Asua AS-160 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos

Arratia IA-120 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Arratia IA-222 Ríos cantábricos calcáreos VC Ríos cantábricos calcáreos Altube NA-062 Pequeños ríos cantábricos de altitud media silíceos VC Ríos cantábricos de montaña Altube NA-260 Ríos cantábricos silíceos VC Ríos cantábricos silíceos

Karrantza K-130 Pequeños ríos cantábricos silíceos VC Pequeños ríos cantábricos silíceos Lea L-040 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Lea L-112 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Lea L-196 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Ea LEA-046 Pequeños ríos cantábricos silíceos RC Pequeños ríos cantábricos silíceos

Oka OK-045 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Oka OK-114 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos

Mape OKMA-040 Pequeños ríos cantábricos silíceos RC Pequeños ríos cantábricos silíceos Mape OKMA-056 Pequeños ríos cantábricos silíceos RC Pequeños ríos cantábricos silíceos

Golako OKGO-120 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Jaizubia BIJA-050 Pequeños ríos cantábricos silíceos RC Pequeños ríos cantábricos silíceos Bidasoa BI-555 Ríos cantábricos silíceos VP Ríos cantábricos silíceos Oinati DO-095 Ríos cantábricos calcáreos VP Ríos cantábricos calcáreos Mijoa DMI-044 Pequeños ríos cantábricos calcáreos RC Pequeños ríos cantábricos calcáreos Ego DEG-068 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VC Pequeños ríos cantábricos calcáreos

Deba D-034 Pequeños ríos cantábricos de altitud media calcáreos VP Ríos cantábricos de montaña Deba D-202 Ríos cantábricos calcáreos VC Ríos cantábricos calcáreos Deba D-296 Ríos cantábricos calcáreos VC Ríos cantábricos calcáreos Deba D-466 Ríos cantábricos calcáreos EC Ríos cantábricos calcáreos

Oiartzun OI-044 Pequeños ríos cantábricos silíceos VP Pequeños ríos cantábricos silíceos Oiartzun OI-102 Pequeños ríos cantábricos silíceos VP Pequeños ríos cantábricos silíceos

Oria O-262 Ríos cantábricos calcáreos VP Ríos cantábricos calcáreos Oria O-424 Ríos cantábricos calcáreos EC Ríos cantábricos calcáreos Oria O-490 Ríos cantábricos calcáreos EC Ríos cantábricos calcáreos Oria O-606 Ríos cantábricos calcáreos EC Ríos cantábricos calcáreos Oria O-122 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VP Pequeños ríos cantábricos calcáreos

Leitzaran OLE-382 Ríos cantábricos silíceos VP Ríos cantábricos silíceos Estanda OES-116 Pequeños ríos cantábricos silíceos VP Pequeños ríos cantábricos silíceos Araxes OAR-226 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VP Pequeños ríos cantábricos calcáreos

Amundarain OAM-090 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VP Pequeños ríos cantábricos calcáreos Amezketa OAZ-156 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VP Pequeños ríos cantábricos calcáreos

Urola U-026 Pequeños ríos cantábricos de altitud media silíceos VP Ríos cantábricos de montaña



Río Estación Tipologías del sistema A Ecotipos C.A.P.V

Propuesta tipología combinada

Urola U-160 Pequeños ríos cantábricos de altitud media calcáreos VP Ríos cantábricos de montaña Urola U-210 Pequeños ríos cantábricos de altitud media calcáreos VP Ríos cantábricos de montaña Urola U-490 Ríos cantábricos calcáreos EC Ríos cantábricos calcáreos

Ibaieder UIB-154 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VP Pequeños ríos cantábricos calcáreos Altzolarats UAL-090 Pequeños ríos cantábricos calcáreos VP Pequeños ríos cantábricos calcáreos Urumea UR-320 Ríos cantábricos silíceos VP Ríos cantábricos silíceos Urumea UR-434 Ríos cantábricos silíceos VP Ríos cantábricos silíceos Arakil ARAR-150 Pequeños ríos mediterráneos calcáreos MH Pequeños ríos mediterráneos Baia BA-258 Ríos mediterráneos MH Ríos mediterráneos Baia BA-558 Ríos mediterráneos D Ríos mediterráneos Izki EGBI-102 Pequeños ríos mediterráneos silíceos MM Pequeños ríos mediterráneos Ega EG-146 Pequeños ríos mediterráneos calcáreos MM Pequeños ríos mediterráneos Ega EG-380 Ríos mediterráneos MM Ríos mediterráneos

Berrón EGBR-172 Ríos mediterráneos MM Ríos mediterráneos Inglares IN-175 Pequeños ríos mediterráneos calcáreos MM Pequeños ríos mediterráneos Inglares IN-235 Pequeños ríos mediterráneos calcáreos MM Pequeños ríos mediterráneos

Tumecillo OMTU-136 Ríos mediterráneos MH Ríos mediterráneos Omecillo OM-080 Pequeños ríos mediterráneos calcáreos MH Pequeños ríos mediterráneos Omecillo OM-244 Ríos mediterráneos MM Ríos mediterráneos Omecillo OM-380 Ríos mediterráneos D Ríos mediterráneos La Muera OMSA-034 Ríos salinos MMs Ríos salinos

Purón PU-080 Pequeños ríos mediterráneos calcáreos MM Pequeños ríos mediterráneos Zaia ZZA-160 Pequeños ríos mediterráneos calcáreos MM Pequeños ríos mediterráneos

Zadorra Z-060 Pequeños ríos mediterráneos calcáreos MM Pequeños ríos mediterráneos Zadorra Z-160 Ríos mediterráneos MM Ríos mediterráneos Zadorra Z-336 Ríos mediterráneos MM Ríos mediterráneos Zadorra Z-576 Ríos mediterráneos MM Ríos mediterráneos Zadorra Z-828 Grandes ríos D Ríos mediterráneos Santa

Engracia ZSE-042 Pequeños ríos mediterráneos silíceos MHd Pequeños ríos mediterráneos

Santa Engracia ZSE-288 Ríos mediterráneos MH Ríos mediterráneos

Ayuda ZAY-018 Pequeños ríos mediterráneos calcáreos MH Pequeños ríos mediterráneos Ayuda ZAY-372 Ríos mediterráneos D Ríos mediterráneos

Barrundia ZBA-088 Pequeños ríos mediterráneos silíceos MH Pequeños ríos mediterráneos Alegría ZAL-150 Pequeños ríos mediterráneos calcáreos MM Pequeños ríos mediterráneos

red de seguimiento del estado ecológico de los ríos de · pdf filesegún...

Documents