Estado ecológico de los ríos en Cataluña. Diagnosis del riesgo de incumplimiento de los objetivos de la Directiva Marco del Agua

FOROJOVENRÍOSPARAVIVIRLOS Una propuesta para los jóvenes de la Cuenca del Ebro DOCUMENTOS PROFESORADO

11. LA BIODIVERSIDAD EN LOS ECOSISTEMAS FLUVIALES. CALIDAD DE AGUAS Y BIODIVERSIDAD. Antoni Munné. Agencia Catalana del Agua

FUNDACIÓN NUEVA CULTURA DEL AGUA – Pedro Cerbuna 12, 4º dcha – 50009 Zaragoza – Tel.: 976 76 14 88

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Resumen La entrada en vigor de la Directiva Marco del Agua conlleva la necesidad de establecer una metodología para la evaluación del estado ecológico de las masas de agua. Se presentan en este artículo los distintos pasos que se están llevando a cabo en Cataluña para determinar el estado ecológico de los ríos, y para evaluar el riesgo de incumplir con el objetivo de la Directiva de alcanzar el buen estado ecológico. Los pasos incluyen la tipificación de los ríos, el establecimiento de condiciones, masas de agua y estaciones de referencia, la definición de índices y umbrales de calidad biológica, hidromorfológica y fisicoquímica, y finalmente, la evaluación del estado ecológico de las masas de agua fluviales.

Estado ecológico de los ríos en Cataluña. Diagnosis del riesgo de incumplimiento de los objetivos de la Directiva Marco del Agua Por: Antoni Munné (*); Carolina Solà (*); Narcís Prat (**) (*)

Palabras clave: Directiva Marco, tipos fluviales, estado ecológico, riesgo incumpliento, ríos, Cataluña.

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Abstract Ecologycal status in Catalonia rivers. Evaluation of risk to not achieve the Water Framework Directive objectives The Water Framework Directive needs to establish a methodology to analyzre the ecological status acording to the water bodies characteristics. This paper describes the steps followed in Catalonia to determine the ecological status in rivers, and to evaluate the risk to not achieve the Water Framework Directive objectives. This procedure includes the river typification, the establishment of reference water bodies, and reference conditions, the definition of biological, hydromorphological and physicochemical quality indices, and finally, the evaluation of the ecological status combining several indices and metrics.

Keywords: Water Framework Directive, river typification, ecological status, risk, river, Catalonia.

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TECNICOS

(**)

Agencia Catalana del Agua Área de Planificación para el Uso Sostenible del Agua C/ Provença, 204-208 - 08036 Barcelona E-mail: [email protected] Universidad de Barcelona Departamento de Ecología Avda. Diagonal, 645 - 08028 Barcelona E-mail: [email protected]

1. Introducción l estudio de los ecosistemas acuáticos (ríos, lagos, embalses, humedales, etc.) se ha convertido, en las últimas décadas, en un elemento clave para mejorar el conocimiento que tenemos sobre la estructura de las comunidades que los habitan y entender mejor la relación entre ellas y su entorno. La estructura y composición de las comunidades presentes en un ecosistema acuático es fruto, en mayor o menor medida, de una serie de interacciones bióticas (depredación, competencia, etc.), de la estructura y composición de los hábitats presentes, que pueden variar a lo largo del tiempo y del espacio y de la calidad del medio. En el caso de los ríos, la estructura de las comunidades y sus interacciones varían en función de su contexto y entorno ambiental (Illies y Botosaneanu, 1963), y a lo largo de los cursos fluviales (Vannote et al., 1980; Minshall et al., 1985). Al mismo tiempo, la variabilidad en el régimen de caudales

E

condiciona los hábitats existentes, la morfometría fluvial y la interacción o conectividad lateral de los sistemas fluviales con las zonas inundables y los ecosistemas riparios (Junk et al., 1989). También la variabilidad temporal y espacial de los procesos fluviales condiciona las comunidades existentes en cada tramo y momento (Ward y Stanford, 1983), ligadas a los procesos hidrológicos (Poff et al., 1997) e hidráulicos (Statzner y Higler, 1986), y éstos dependen de fenómenos o factores que, a diferente escala, condicionan de manera jerarquizada dicha situación (Frissel et al., 1986). De todas maneras, no están aún bien definidas las relaciones existentes ni el grado de interacción entre los diversos elementos y variables ambientales a diferente escala, y su influencia sobre la estructura de las comunidades biológicas que habitan los sistemas fluviales, aunque cada uno de los diversos elementos tiene una importancia relativa en la caracterización final de la estructura y de

su composición (Allan et al., 1997; Vinson y Hawkind, 1998). En el ámbito mediterráneo, los sistemas fluviales presentan una singularidad añadida fundamentada por la marcada temporalidad en el régimen de caudales. Mientras que la mayoría de sistemas fluviales, sobre todo los de carácter centroeuropeo, presentan un régimen de caudales más o menos estables a lo largo del tiempo, a pesar de las fluctuaciones naturales, los torrentes y los arroyos mediterráneos se caracterizan por una acentuada intermitencia y temporalidad del flujo, que combina fuertes y súbitas crecidas con períodos más o menos prolongados de sequía, lo que condiciona significativamente la morfometría y morfodinámica del sistema fluvial (Uys y O’Keeffe, 1997). Estos sistemas muestran una singularidad en el funcionamiento y la estructura de las comunidades biológicas (Boulton, 1986; Sabater, et al., 1993; Gasith y Resh, 1999; Vidal-Abarca, 2001), y una acentuada variabilidad y secuenciación temporal (Prat et al., 2000). Esta situación provoca que los elementos de análisis y gestión utilizados y desarrollados hasta ahora en ecosistemas fluviales, básicamente diseñados para sistemas con un régimen hidrológico más estable, puedan llegar a ser insuficientes o inadecuados para estos sistemas, y sea necesaria la búsqueda e implementación de nuevos protocolos de análisis y modelos de gestión que, incluso, tengan en cuenta diferentes elementos de la estructura física y biológica de estos sistemas peculiares (Moreno et al., 1996; Munné, 2003). En general, el mejor conocimiento de los sistemas fluviales debe permitirnos diagnosticar, de manera integral, el grado de alteración que sufren estos sistemas, y proponer los modelos de gestión y protección más adecuados. Esta es la principal finalidad en que se basa la Directiva Marco del Agua (2000/60/CE), aprovada a finales de 2000 por la Comisión y el Parlamento europeos

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Para la correcta gestión y diagnosis de la calidad biológica del medio es necesaria la caracterización y tipificación de los sistemas acuáticos

(DOCE, 2000), cuando propone una política marco en la gestión de los recursos hídricos: compatibilizar el uso del agua y de su espacio asociado (partes fundamentales de los ecosistemas acuáticos) con el buen estado de salud de estos sistemas, que permita una buena estructura y funcionamiento de los ecosistemas de manera sostenible a lo largo del tiempo. El procedimiento y protocolos necesarios para la diagnosis del estado de salud se deben basar, según el anejo V de la Directiva Marco del Agua, en la combinación de indicadores biológicos, complementados por los indicadores hidromorfológicos y fisicoquímicos que condicionan los valores biológicos. La metodología y análisis utilizados deben ser capaces de aportar la información necesaria para la adecuada valoración de la calidad del medio y, al mismo tiempo, ajustada al contexto estructural y funcional de estos ecosistemas. La principal finalidad de la Directiva Marco del Agua es promover el no deterioro de los sistemas acuáticos y conseguir el buen estado para finales de 2015 compatible con el desarrollo y actividades humanas. Se presenta en este artículo la metodología utilizada para diagnosticar el actual estado ecológico en los ríos de Cataluña. Esta metodología ha sido utilizada para la valoración del riesgo de incumplimiento de los ob-

jetivos de la Directiva Marco del Agua (Art. 5 - documento IMPRESS) elaborado por la Agencia Catalana del Agua junto al análisis de presiones (Agencia Catalana del Agua, 2005: www.gencat.net/aca). 2. Tipificación fluvial Para la correcta gestión y diagnosis de la calidad biológica del medio es necesaria la caracterización y tipificación de los sistemas acuáticos, tal y como prevé la Directiva Marco del Agua en su Anejo II. La Agencia Catalana del Agua, junto con el Departamento de Ecología de la UB, ha realizado los trabajos necesarios para la determinación de los tipos de sistemas fluviales presentes en las cuencas internas de Cataluña (Munné y Prat, 2002; Munné y Prat, 2004), de acuerdo con los criterios establecidos en la DMA (sistema B) (Tabla 1 y Figura 1). Los tipos definidos en Cataluña han sido consensuados y concuerdan con la tipificación fluvial realizada por el Centro de Estudios Hidrográficos (CEH-CEDEX) para las diferentes cuencas del Estado español (Ministerio de Medio Ambiente, 2005). Los tipos fluviales son necesarios para definir los objetivos de calidad y ajustar el programa de medidas correctoras más adecuadas a cada sistema. Para la tipificación fluvial, no se han tenido en cuenta ni la actividad humana ni aquellos descriptores modificados o fruto de ella, ya que el sentido de esta clasificación se centra en la clasificación de grupos de ríos con unas condiciones naturales ambientales homogéneas y, por lo tanto, con una estructura y funcionamiento del ecosistema similar. Eso permitirá, a partir del análisis de los referentes en cada tipo fluvial, calificar la perturbación de origen antropogénico de manera más ajustada (Bailey et al. 1998), y concretar los programas de medidas en la recuperación y/o protección de estos ambientes para lograr, o conservar, el buen estado ecológico. A cada uno de los tipos fluviales, se deberán asignar los estados de reTECNOLOGIA DEL AGUA

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ARTICULOS

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Tabla 1

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Código CEDEX

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Tipo fluvial (ACA)

Principales características discriminantes

Ámbito

27

Ríos de montaña húmeda silícica

Aportación anual moderadamente baja (< 150 hm3) Elevado porcentaje de geología superficial silícica (> 80%) Temperatura media ambiental baja (< 9 °C) Elevada pluviometría anual (> 1.000 mm)

CI, CE

26

Ríos de montaña húmeda calcárea

Aportación anual moderadamente baja (< 150 hm3) Bajo porcentaje de geología superficial silícica (< 10%) Temperatura media ambiental baja (< 9 °C) Pluviometría anual moderadamente alta (> 900 mm)

CI, CE

11

Ríos de montaña mediterránea silícica

Baja aportación anual (< 40 hm3) Elevado índice de estiaje y variabilidad del caudal (> 0.6) Elevado porcentaje de geología superficial silícica (> 50%) Temperatura ambiental moderadamente elevada (> 13 °C) Pluviometría anual moderadamente alta (800 - 900 mm)

CI

12

Ríos de montaña mediterránea calcárea

Baja aportación anual (< 40 hm3) Muy bajo porcentaje de geología superficial silícica (< 10%) Temperatura ambiental moderadamente elevada (10 - 13 °C) Pluviometría anual moderadamente alta (800 - 1.100 mm)

CI; CE

15

Ríos de montaña Aportación anual moderadamente elevada (200 - 400 hm ) mediterránea de caudal Bajo índice de estiaje y variabilidad del caudal (< 0.3) elevado Elevado porcentaje de geología con rocas evaporíticas y salinas (> 0.1%) Temperatura ambiental moderadamente elevada (11 - 12°C) Pluviometría anual moderadamente alta (800 - 1.000 mm) 3

CI

9

Ríos mediterráneos de caudal variable

Aportación anual muy baja (< 40 hm3) Elevado índice de estiaje y variabilidad del caudal (> 0.8) Temperatura ambiental moderadamente elevada (> 13 °C) Pluviometría anual baja (< 700 mm)

CI, CE

8

Ríos de zona baja mediterránea silícica

Aportación anual muy baja (< 40 hm3) Elevado índice de estiaje y variabilidad del caudal (> 0.8) Elevado porcentaje de geología superficial silícica (> 80%) Temperatura ambiental elevada (> 13 °C) Pluviometría anual moderadamente baja (700 - 750 mm)

CI

10

Ríos de zona baja mediterránea de influencia cárstica

Aportación anual baja (10 - 80 hm3) Bajo índice de estiaje y variabilidad del caudal (< 0.2) Elevado porcentaje de geología con rocas evaporíticas (5 - 30%) Temperatura ambiental elevada (> 13 °C) Pluviometría anual baja (< 700 mm)

CI

16

Ejes fluviales principales

Elevada aportación anual (> 500 hm3) Moderado índice de estiaje y variabilidad del caudal (0.2 - 0.3) Temperatura ambiental elevada (> 13 °C)

CI

18

Torrentes litorales

Ríos intermitentes (> 150 días al año secos) Pequeña área de cuenca drenada (< 250 km2)

CI

15

Grandes ríos poco mineralizados

Elevada aportación anual (>1.000 hm3) Elevada área de la cuenca (>3.000 km2) Geología: áreas de mezcla por deposición aluvial, con rocas evaporíticas, silícicas y calcáreas Temperatura media anual moderada (>10°C)

CE

17

Grandes ejes mediterráneos

Muy elevada aportación anual (> 5.000 hm3) Muy elevada área de la cuenca (> 30.000 km2) Geología: áreas de mezcla por deposición aluvial, con rocas evaporíticas, silícicas y calcáreas Moderadamente elevada temperatura media anual (> 15 °C)

CE

Tabla 1. Principales características discriminadoras de los tipos fluviales en Cataluña. Se indica la correspondencia con el tipo del CEDEX (Ministerio de Medio Ambiente) y el ámbito donde se encuentran (CI= cuencas internas de Cataluña; CE= cuencas del Ebro en Cataluña).

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ferencia en lo relativo a la calidad biológica, morfométrica y fisicoquímica del sistema fluvial. Para dicha tarea, se deben buscar los tramos de ríos que, dentro de cada tipo fluvial, presenten un estado de conservación y naturalidad elevados, y una alteración antropogénica casi inexistente (tramos fluviales de referencia) (Bonada et al., 2002). Mediante el análisis de las condiciones naturales de los tramos de referencia seleccionados, se asignarán los objetivos de calidad para cada tipo fluvial que, en algunos casos, y para alguno de los elementos analizados, pueden ser los mismos en dos o más tipos. 3. Condiciones de referencia Según la Directiva Marco del Agua, la red de referencia para cada tipo de masa de agua superficial tiene que consistir en una selección de masas de agua sin alteración humana o, si ésta existe, que no provoque cambios ecológicos significativos o bien que éstos sean mínimos. Ello implica la búsqueda y selección de tramos fluviales con nula o muy baja presión antrópica. En cada uno de los 12 tipos fluviales resultantes del proceso de tipificación fluvial se han seleccionado aquellos tramos que pueden considerarse de referencia y, en el caso de no ser posible dado el elevado grado de intervención humana, se han seleccionado tramos con la mejor calidad posible. Para determinar las condiciones de referencia de cada tipo fluvial, la Directiva propone utilizar información de campo obtenida en estaciones de muestreo. Con esta finalidad y paralelamente a la identificación de masas de agua de referencia, se ha seguido un proceso de validación de estaciones y selección de estaciones de referencia. Los criterios utilizados para la selección de las masas de agua y estaciones de referencia están fundamentados en las propuestas de los estudios de regionalización de la red fluvial del Ebro (Confederación Hi-

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Figura 1. Tipos fluviales definidos en Cataluña.

Tabla 2 Criterio

Umbral de selección

Presas y azudes con derivación de caudal

Masas de agua < 0,5 presas y azudes por km. de río

Alteración del régimen de caudales

Tramos no afectados ni regulados por infraestructuras hidráulicas con elevada capa cidad de regulación de caudales

Canalizaciones

Masas de agua < 10% de canalización o encauzamiento

Captación de agua

Detracción mensual de agua inferior al 20% de la aportación en régimen natural

Usos urbanos en las zonas inundables (Q 500)

Masas de agua < 10% de ocupación urbana o actividades extractivas, y < 20% de actividades agrícolas en la zona inundable (Q 500)

Usos urbanos en las zonas inundables (Q 50)

Masas de agua < 2% de ocupación urbana o actividades extractivas, 70%

Especies invasoras

Masas de agua sin la presencia de especies acuáticas invasoras (fauna o flora) formando comunidades dominantes Masas de agua con 2 o menos especies acuáticas invasoras (fauna) detectadas de manera puntual o aislada

Tabla 2. Principales criterios y umbrales utilizados para identificar masas de agua de referencia en Cataluña.

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drográfica del Ebro, 1998), del proyecto GUADALMED (Bonada et al., 2004), y de los estudios realizados por el Centro de Estudios Hidrográficos del CEDEX (Ministerio de Medio Ambiente, 2004). Ambos estudios identifican posibles estaciones y tramos de referencia basándose en lo que establece en la Directiva y en la guía REFCOND (European Comission, 2003) (Tabla 2). Se han combinado criterios que tienen un efecto a nivel de cuenca, como son los usos del suelo y la regulación, con otros de incidencia a escala local como la concentración de nutrientes, la naturalidad del canal y la afectación por parte de minicentrales hidroeléctricas. La naturalidad del canal está considerada como un criterio de referencia irreversible para el proyecto GUADALMED (Bonada et al., 2004), y en consecuencia se estima necesario hacer una valoración in situ de las características hidromorfológicas del canal fluvial para poder considerar la estación de referencia. A partir de los resultados finales del análisis quantitativo de valoración de presiones e impactos (documento IMPRESS) (Agencia Catalana del Agua, 2005) se han identificado las masas de agua fluviales con mínimas afecciones por alteraciones antrópicas (Tabla 2). Según los resultados de este proceso se han identificado en Cataluña 117 masas de agua potencialmente de referencia (el 31% del total de masas de agua definidas), 52 en las cuencas internas, 61 en la cuenca del Ebro, 3 en la cuenca de la Garona y 1 en la cuenca de la Senia. La distribución de masas de referencia se concentran sólo en cuatro tipos fluviales: ríos de montaña húmeda silícica, ríos de montaña húmeda calcárea, ríos de montaña mediterránea calcárea y ríos mediterráneos de caudal variable, mientras que hay cinco tipos: ríos de montaña mediterránea de caudal elevado, ríos mediterráneos silícicos, ejes principales, grandes ríos poco mineralizados y grandes ejes mediterráneos, correspon-

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dientes sobre todo a tramos medios y bajos de los ríos más caudalosos, en los cuales no se han podido seleccionar tramos fluviales que cumplan los criterios establecidos para ser seleccionados como de referencia (Tabla 2). Una vez definidas las masas de agua, es necesario seleccionar estaciones de referencia donde tomar los datos o valores de referencia. Las masas de agua, por su elevada longitud (unos 15 km de media) pueden presentar una elevada heterogeneidad, por lo que será necesario analizar criterios adicionales en las estaciones seleccionadas de referencia para establecer las condiciones de referencia una vez aplicadas las diversas métricas y/o índices de calidad (Tabla 3).

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4. La calidad biológica El concepto de bioindicador ya existía mucho antes de la aparición y publicación de la Directiva Marco del Agua (Woodiwiss, 1964; Margalef, 1969; Prat et al.., 1986), aunque la Directiva Marco del Agua le otorga carácter normativo al utilizarlo como valor de referencia en los objetivos de calidad a alcanzar. Se entiende como indicador biológico, o bioindicador, la combinación de métricas basadas en un organismo o grupo de organismos cuya simple presencia en el medio aporta información de sus características y de su estado de salud. Las variables fisicoquímicas ampliamente utilizadas por los organismos de cuenca para la calificación del estado de los sistemas acuáticos dan una información concreta que ayuda a interpretar la calidad del agua para la vida fluvial, pero que, por una parte, pueden albergar grandes fluctuaciones en períodos cortos de tiempo y, por otra, informan sólo de las variables medidas en el período de muestreo concreto. En cuanto a los organismos presentes en el sistema analizado, éstos tienen ciclos biológicos más o menos largos, y su presencia demuestra la continuidad de unas condiciones ambientales determinadas que se habrían mantenido a lo TECNOLOGIA DEL AGUA

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Tabla 3 Criterio

Umbral de referencia

Alteración del régimen hidrológico

Tramos no afectados por minicentrales hidroeléctricas (derivación de caudales)

Concentración de nutrientes Amonio: media < 0,2 mg/L; máximo < 1 mg/L Nitratos: media < 10 mg/L; máximo < 20 mg/L Fosfatos: media < 0,1 mg/L; máximo < 1 mg/L Naturalidad de las riberas y del canal fluvial

Índice QBR > 75 4rt bloque del índice QBR = 25

Tabla 3. Criterios y umbrales utilizados por la Agencia para identificar estaciones de referencia en Cataluña.

El concepto de bioindicador es anterior a la Directiva Marco, pero ahora se utiliza como valor de referencia gracias a su nuevo carácter normativo largo del tiempo, como mínimo el tiempo de su ciclo biológico. Por otro lado, también, la utilización de organismos acuáticos para la determinación de la calidad del agua integra los efectos de todos los elementos contaminantes existentes en el río y posibles sinergias. Los organismos encontrados en el medio analizado, junto con el conocimiento de las condiciones mínimas que cada uno de ellos puede soportar y la comparación con las comunidades existentes en estado natural o sin perturbar (condiciones de referencia), aportan información sobre la calidad del sistema y su grado de afección. En numerosos estudios realizados es patente la degradación de los ecosistemas fluviales a causa de todo tipo de actuaciones humanas, sobre todo a partir de la segunda mitad del siglo XX (Prat et al. 2000a). La

continua degradación del medio natural, y la emergente sensibilización social, han conducido a las administraciones competentes a iniciar programas de medidas correctoras, de saneamiento y de restauración, y a establecer redes de control y seguimiento de la calidad. En este sentido, los elementos para el análisis de la calidad y la diagnosis ambiental han ido evolucionando para aumentar su eficiencia y significación. En Cataluña, en algunos casos desde la Administración y en otros desde centros de investigación y entidades locales, se ha pasado de detectar sólo algunos parámetros organolépticos a medir parámetros fisicoquímicos más completos, sustancias tóxicas y peligrosas, a elaborar índices de calidad basados en variables fisicoquímicas (Queralt, 1982), hasta llegar al uso de indicadores biológicos que miden directamente el estado de salud en que se encuentra el ecosistema de manera integrada, ya sea a partir de la comunidad de macroinvertebrados (Prat et al., 1986; Prat et al., 1999; Benito y Puig, 1999, Prat et al. 2000a), peces (Sostoa et al., 2003), algas (Sabater et al., 1996; Sabater et al., 2003; Cambra et al., 2003), o macrófitas (Cambra et al., 2003). La Agencia Catalana del Agua ha editado recientemente los protocolos de recolección de datos y análisis de la calidad biológica para ríos, embalses, zonas húmedas y lagos (www.gencat.net/aca). En la actualidad, los sistemas de biomonitoreo buscan minimizar la diferencia entre el esfuerzo y la efi-

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lores de referencia (índices calculados a partir de las muestras obtenidas en las estaciones de referencia), extraer los valores extremos en cada tipo fluvial, y posteriormente calcular la mediana como valor de refe-

rencia. El umbral entre el muy buen y el buen estado se obtiene mediante el cálculo del 25 percentil de los valores de referencia (Wallin et al., 2002, European Comission, 2003) (Figura 2). Se observa como en el

Tabla 4 Tipo fluvial

Muy buena

Buena

Ríos de montaña húmeda silícica

> 140

86-140

51-85

20-50

< 20

Ríos de montaña húmeda calcárea

> 140

86-140

51-85

20-50

< 20

Ríos de montaña mediterránea silícica

> 140

86-140

51-85

20-50

< 20

Ríos de montaña mediterránea calcárea

> 120

71-120

41-70

20-40

< 20

Ríos de montaña mediterránea de caudal elevado

> 120

71-120

41-70

20-40

< 20

Ríos mediterráneos de caudal variable

> 120

71-120

41-70

20-40

< 20

Ríos mediterráneos silícicos

> 140

86-140

51-85

20-50

< 20

Ríos mediterráneos cársticos

> 120

71-120

41-70

20-40

< 20

Ejes fluviales principales

> 100

61-99

35-60

15-35

< 15

-

-

-

-

-

Grandes ríos poco mineralizados (Segre)

> 100

61-99

35-60

15-35

< 15

Grandes ejes mediterráneos (bajo Ebro)

> 100

61-99

35-60

15-35

< 15

EQR medio para los diferentes tipos fluviales

> 0,85

Torrentes litorales

Moderada Deficiente

0,65 - 0,85 0,35 - 0,65 0,15 - 0,35

Mala

< 0,15

Tabla 4. Umbrales de las clases de calidad propuestos para el índice IBMWP en los diferentes tipos fluviales de las cuencas de Cataluña. Se han ajustado los valores en cada tipo fluvial. Se muestran los valores EQR medios para los tipos fluviales en Cataluña en las diferentes clases de calidad.

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ciencia de los resultados para disminuir el tiempo de obtención y procesamiento de muestras. Por ello, las metodologías y los protocolos de monitoreo rápido están adquiriendo cada vez más importancia en los programas de control de contaminación acuática en diferentes países industrializados (Barbuor et al., 1999). La utilización de diferentes grupos de organismos e índices biológicos permite también obtener unos resultados mucho más fiables, así como interpretarlos mejor (Karr, 1999). Por ello, se recomienda el estudio conjunto de los macroinvertebrados, las comunidades fitobentónicas y los peces, utilizando, para cada uno de ellos diversas métricas o índices que permitan detectar un ámplio abanico de presiones o alteraciones del medio (Barbuor et al., 1995). En los ejercicios de intercalibración, la Comisión Europea recomienda el uso de índices multimétricos compuestos por métricas que valoran la diversidad y riqueza taxonómica, la sensibilidad de las especies y comunidades presentes, la composición taxonómica y su abundancia (AQEM consortium, 2002). Los elementos de calidad biológica considerados en los ecosistemas fluviales de Cataluña son las comunidades de macroinvertebrados, el fitobentos (algas diatomeas), y los peces. Aunque se han analizado algunos índices de calidad basados en macrófitos acuáticos (Cambra et al., 2003), éstos no se han monitorizado de manera general. Para valorar la calidad de cada uno de estos elementos biológicos se ha utilizado una o varias métricas que intervienen en uno o más índices de calidad. A partir de los valores del índice IBMWP (Alba-Tercedor et al., 2004) calculado en las estaciones de referencia o, en ausencia de estos, en los tramos con la mayor calidad posible para cada tipo fluvial, se han determinado provisionalmente los umbrales de las cinco clases de calidad biológica (Tabla 4). El proceso ha consistido en seleccionar los va-

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Figura 2. Variabilidad de los valores del índice IBMWP medido en las estaciones de referencia para cada tipo fluvial definido en Cataluña.

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tipo fluvial de los cursos fluviales efímeros o interminentes (TL) los valores pueden llegar a ser muy bajos, lo que condiciona el uso de este índice dependiendo del período de muestreo. Posteriormente, los umbrales de calidad entre el buen estado y el moderado (mal traducido “aceptable”) (Ortiz, 2004), y posteriormente entre el moderado y deficiente, y entre éste y el estado malo se han establecido mediante el criterio cortes no lineales sugerido por Alba-Tercedor et al., 2004. A partir del valor de referencia se definen los EQR (Ecological Quality Ratio) o valores relativos de calidad (valor observado/valor de referencia) de los umbrales entre las clases de calidad para cada tipo fluvial (Tabla 4). Diferentes tipos fluviales tienen el mismo umbral y, por tanto, los mismos rangos de calidad en el índice IBMWP. El procedimiento de obtención y procesado de datos, tanto de campo como de laboratorio, está descrito en los protocolos PRECE (Jáimez-Cuéllar et al., 2004), y el protocolo BIORI editado por la Agencia Catalana del Agua (Agencia Catalana del Agua, 2006). Cabe tener en cuenta que los umbrales aquí presentados entre las 5 clases de calidad son provisionales a la espera de los resultados del ejercicio de intercalibración que a nivel europeo se está realizando en estos momentos (grupo ECOSTAT), y del dictamen definitivo por parte de la Comisión europea y las respectivas autoridades competentes. Existen diversas propuestas que se están debatiendo para el establecimiento de los cortes entre clases de calidad donde se discuten e interpretan las directrices de la Directiva Marco del Agua: una leve desviación sobre el estado de referencia para el umbral entre el muy buen y el buen estado, y la desaparición de los taxones principales de la comunidad propia de los ecosistemas fluviales para el umbral entre el buen estado y el moderado. De todas maneras se apunta a que la relación no lineal entre el valor del índice IBMWP y el TECNOLOGIA DEL AGUA

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Figura 3. Relación entre el EQR del índice IBMWP y el gradiente de presiones (documento IMPRESS) en las estaciones de muestreo de los ríos de Cataluña.

Figura 4. Relación entre los EQR del índice IBMWP y una propuesta de la Comisión Europea de índice común para la intercalibración (ICM 7) medidos en los ríos de Cataluña.

Figura 5. Niveles de calidad según los índices de macroinvertebrados en Cataluña.

gradiente de presiones (Figura 3) condiciona que los umbrales de calidad no se establezcan de manera equitativa. También se está a la espera de la selección de los índices o métodos multimétricos a utilizar y aceptados por la Comisión Europea, que sean capaces de detectar un amplio gradiente de alteraciones y presiones antrópicas para los diferentes tipos fluviales. De todas maneras, la relación entre el índice IBMWP, comúnmente utilizado en la península ibérica, y los índices multimé-

tricos basados en muestreos cuantitativos propuestos por la Comisión Europea (ICM) (AQEM consortium, 2002) para el ejercicio de comparación e intercalibración muestra un elevado coeficiente de regresión (Figura 4), constatando su buen funcionamiento. El ejercicio de intercalibración no ha llegado a su fin y es probable que para el seguimiento de la calidad biológica se proponga la combinación de diversas métricas, integradas en un índice multimétrico, basadas en la composición taxonómica, la diver-

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menos para alguno de los tipos fluviales (Tabla 5). Se observa como en los tipos fluviales de pequeño caudal y marcada estacionalidad, los umbrales de calidad entre el

buen y en muy buen estado (25 percentil) se situan alrededor de 15 y 16 (EQR = 0,95). Las localidades más afectadas según las diatomeas se encuentran en

Tabla 5 Tipo fluvial

Nº de muestras

Mediana

25 percentil

Ríos de montaña húmeda silícica

16

18,8

17,7

Ríos de montaña húmeda calcárea

26

18,4

17,3

Ríos de montaña mediterránea silícica

12

15,9

15,0

Ríos de montaña mediterránea calcárea

31

17,6

16,5

Ríos de montaña mediterránea de caudal elevado

2

-

-

Ríos mediterráneos de caudal variable

16

15,9

15,2

Ríos mediterráneos silícicos

2

-

-

Ríos mediterráneos cársticos

7

17,8

16,3

Ejes fluviales principales

0

-

-

Torrentes litorales

1

-

-

Grandes ríos poco mineralizados

1

-

-

Grandes ejes mediterráneos (bajo Ebro)

0

-

-

Tabla 5. Valores del índice IPS en las estaciones de referencia para diversos tipos fluviales de Cataluña. Se muestra la mediana y el 25 percentil como posible umbral teórico entre el muy buen y el buen estado. En algunos tipos de ríos el bajo número de muestras no aconseja establecer umbrales.

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sidad o la abundancia (p.e. índice EPT, riqueza taxonómica, índices de diversidad, etc.) para complementar la valoración integral de la calidad biológica. Aplicando el índice IBMWP con los umbrales de calidad corregidos para cada tipo fluvial (Figura 5), se observa como los tramos medios y bajos, sobretodo del Besòs y del Llobregat, de la Tordera y el Foix, son los que presentan peor calidad. Para el análisi del fitobentos se han utilizado las algas diatomeas. Las diatomeas, dado su pequeño tamaño y su alta tasa de reproducción, responden sensible y rápidamente a cambios producidos en el medio (Descy y Coste, 1991; Gomà et al., 2004; Prygiel, et al., 1999; Sabater, et al., 1996), de manera que reflejan los impactos que se dan a micro y mesoescala. Se ha utilizado el protocolo de muestreo de las normas estandarizadas (norma CEN / TC 230) recogidas en el protocolo BIORI (Agencia Catalana del Agua, 2006). Los índices IPS, IBDy CEE han sido analizados utilizando el programa OMNIDIA (Lecointe, et al., 1999), concluyendo que el IPS se ajusta mejor a la interpretación de la calidad del medio y al gradiente de presiones en los ríos de Cataluña (Sabater et al., 2003; Cambra et al., 2003). Los datos en que se basa este análisis corresponden a 152 estaciones muestredas en campañas realizadas en verano de 2002 y primavera de 2003 (283 muestras en total). En la valoración de la calidad de las estaciones a partir de la puntuación del IPS se han utilizado las mismas clases de calidad para todos los ríos, con independencia del tipo fluvial (> 16 muy buen estado, 13-16 buen estado, 9-12 moderado, 5-8 deficiente, < 5 malo). De todas maneras, un análisis preliminar seleccionando las estaciones de referencia para cada uno de los tipos fluviales de Cataluña (63 estaciones de referencia con 114 muestras obtenidas) refleja la necesidad de adaptar los umbrales de calidad a sus respectivos valores de referencia, al

TECNICOS

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Figura 6. Niveles de calidad según el índice IPS en Cataluña.

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ARTICULOS

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las partes bajas de los ríos y arroyos de las cuencas internas, especialmente de las cuencas más pobladas como las del Llobregat, del Besòs, de la Tordera, del Francolí, del Ter y del Fluvià (Figura 6). En los ejes principales, los puntos que no alcanzan una buena calidad están en los tramos medios del Llobregat y del Ter. En las cuencas intercomunitarias los ríos que presentan una peor calidad son los que drenan la llanura agrícola del Segrià y del Urgell. Para la valoración de la calidad biológica mediante las comunidades de peces, se ha utilizado el índice de integridad biótica (IBICAT) desarrollado en la Agencia Catalana del Agua (Sostoa et al., 2003). Este se basa en la composición y estructura de la comunidad de peces presente en cada tramo de río analizado. Los peces son organismos de vida larga, de manera que reflejan los impactos que se producen a meso y macroescala (Karr, 1981; 1987). Los datos mostrados corresponden al muestreo de 317 estaciones realizado entre 2002 y 2003, siguiendo el protocolo BIORI (Agencia Catalana del Agua, 2006) basado en la norma para peces CEN EN 14011: 2003. El índice IBICAT (Tabla 6) está aun en fase de adaptación y ajuste para los diferentes tipos fluviales, aunque ya se han elaborado los primeros ensayos de diagnosis (Figura 7). Se han diferenciado 3 categorías: muy bueno, bueno e inferior a bueno teniendo en cuenta el peor valor de las métricas seleccionadas para cada tipo de río. Los resultados (Figura 7) muestran que un 68,5% de las 206 estaciones situadas en les cuencas internas de Cataluña se consideran impactadas (inferior a bueno) según el índice IBICAT. En las cuencas intercomunitarias el porcentaje de estaciones impactadas es del 47%, sobre un total de 111 estaciones. Para el global de Cataluña, el porcentaje de estaciones impactadas es del 61%. La mayor parte de las comunidades de peces están TECNOLOGIA DEL AGUA

TECNICOS

Tabla 6 Tipo fluvial

Métrica utilizada

Nivel de calidad Muy bueno

Bueno

Inferior a bueno

Ríos de montaña húmeda

Densidad total (núm. individuos/ha)

> 1.200

400 - 1.200

< 400

Ríos de montaña mediterránea

Porcentaje de especies autóctonas (%) Porcentaje de especies intolerantes (%)

> 80 > 80

20 - 80 50 - 80

< 20 < 50

Ríos de montaña baja mediterránea

Número de especies autóctonas Número de especies autóctonas insectívoras

>1 >1

1 1

0 0

Abundancia de espécies autóctonas intolerantes (num. individuos/ha)

> 1.500

< 1.500

0

Porcentaje de especies autóctonas (%) Porcentaje de la abundancia especies autóctonas insectívoras (% de num. individuos/ha)

> 80 > 80

40 - 80 40 - 80

< 40 < 40

Porcentaje de especies autóctonas respecto a les especies históricas (%)

> 60

30 - 60

< 30

Ríos de zonas bajas mediterráneas

Ejes principales de Número de especies autóctonas tolerantes la cuenca del Ebro Porcentaje de la abundancia especies autóctonas en Cataluña con elevada longevidad (% de num. individuos/ha)

>1 > 3.000

1 0 1.000-3.000 < 1.000

Tabla 6. Valores umbrales de las métricas seleccionadas para la aplicación del IBICAT según el nivel de calidad y las características generales del río.

Figura 7. Niveles de calidad según el índice IBICAT en Cataluña.

muy modificadas, con numerosas especies introducidas, con reducción progresiva del área de distri-

bución de las especies más sensibles y con densidades bajas de las especies autóctonas.

ARTICULOS

calidad hidromorfológica que se proponen tanto en la propia Directiva Marco del Agua como en la Guidance of Monitoring (European Commission 2003), se ha considerado adecuada la utilización de diversos elementos y parámetros hidromorfológicos en función del tipo de control (Tabla 7). La naturalidad del régimen hidrológico se evalúa mediante el índice IHA, en estaciones de aforo automatizadas, y el cumplimiento del régimen de caudales ambientales en las principales infraestructuras de captación, derivación o alteración del régimen de caudal. La metodología del índice IHA se basa en los trabajos de Richter et al., 1996, 1997, y su principio es la caracterización de los atributos del régimen de caudal con significado ecológico y su transposición a una serie de objetivos de gestión. Estos objetivos son usados como guía para el diseño

de planes de medidas específicas para la restauración de la naturalidad del régimen hidrológico, como exige la Directiva Marco del Agua. El paradigma de la naturalidad del régimen hidrológico indica que el rango completo de variación intra e interanual del régimen hidrológico, así como las características asociadas de temporalidad, duración, frecuencia y tasas de cambio, son críticas en el mantenimiento de la biodiversidad y de la integridad de los ecosistemas acuáticos (Poff, 1996). El cumplimiento del caudal de mantenimiento se evalúa a través de una comparación de las medidas de caudales reales, ya sean medidas puntuales realizadas manualmente por un muestreador o medidas en continuo de una estación de aforo, con los caudales ambientales o de mantenimiento que se han predefinido para cada tramo de río. Estos caudales se han fijado con el objetivo de

Tabla 7 Elementos

Régimen hidrológico

Continuidad fluvial

Condiciones morfológicas

Parámetros

Métricas e índices Control de vigilancia

Control operativo

Cumplimiento de los caudales de mantenimiento

Relación entre caudales medidos y caudales ambientales o de mantenimiento (medidas puntuales)

Relación entre caudales medidos y caudales ambientales o de mantenimiento (medidas en continuo)

Alteración del régimen hidrológico. Desviación respecto al caudal en régimen natural

Indicadores de alteración hidrológica (IHA) según la aproximación del rango de variabilidad (RVA), en estaciones de aforo automatizadas

Indicadores de alteración hidrológica (IHA) según la aproximación del rango de variabilidad (RVA)

Continuidad en el canal fluvial

Número y valoración de las barreras (índice de conectividad fluvial - ICF)

Medidas de las comunidades ictícolas a ambos lados de las barreras

Estructura y substrato del cauce

Grado de encauzamiento Índice de hábitat fluvial (IHF)

Índice de hábitat fluvial (IHF)

Estructura de la zona de ribera

Naturalidad de la ribera según Índices de calidad del los usos del suelo bosque de ribera (QBR) y de la vegetación fluvial (IVF) Índice de calidad del bosque de ribera (QBR)

Tabla 7. Elementos, parámetros y métricas usadas en el control de vigilancia y en el control operativo de la calidad hidromorfológica en Cataluña. Protocolo HIDRI.

TECNOLOGIA DEL AGUA

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5. Calidad hidromorfológica El desarrollo de un protocolo para evaluar la calidad hidromorfológica es un requerimiento para cumplir con los objetivos marcados por la Directiva Marco del Agua, y tiene la finalidad de permitir y complementar el análisis de la calidad integral del sistema (el estado ecológico). Actualmente existen en Europa diferentes protocolos de evaluación de la calidad hidromorfológica, por ejemplo The River Habitat Survey en Gran Bretaña (EA, SEPA, EHS 2003, Raven et al. 1998), System for Evaluating Rivers for Conservation en Escocia (Boon et al. 1997), el Danish Stream Habitat Index (Pedersen y Baattrup-Pedersen 2003), el Large River Survey en Alemania (Fleischhacker y Hern 2002), el Système d’Evaluation de la Qualité en Francia (Agences de l’Eau, 2002), o las normas CEN (European Commission 2002, 2002a), o el proyecto STAR (www.eu-star.at) de la Unión Europea. En Cataluña, la Agencia Catalana del Agua ha desarrollado el protocolo HIDRI (Agencia Catalana del Agua, 2006a) (www.gencat.net/ aca) donde se presentan las herramientas, los procedimientos de muestreo y de cálculo para caracterizar y evaluar las condiciones hidromorfológicas de los cursos fluviales. Se incluyen también los criterios para valorar los resultados obtenidos y determinar la calidad hidromorfológica en ríos mediterráneos. En referencia a los elementos de calidad hidromorfológica que hay que tener en cuenta en cada una de les redes de control, la Directiva Marco del Agua establece que la red de vigilancia debe incluir todos los elementos de calidad que se consideren relevantes, mientras que la red de control operativo debería contemplar sólo aquellos elementos más sensibles a las presiones que afectan a la masa de agua. Con esta perspectiva, y teniendo en cuenta los elementos y los parámetros de

TECNICOS

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limitar la explotación y extracción de agua del medio fluvial y garantizar un buen funcionamiento del ecosistema. En el caso de los ríos de las cuencas internas de Cataluña, el caudal de mantenimiento se asigna según lo que se establece en el Plan Sectorial de Caudales de Mantenimiento en las Cuencas Internas de Cataluña (Agencia Catalana del Agua, 2005) (www.gencat.net/aca). La valoración de la continuidad fluvial debe realizarse conjuntamente con la evaluación del cumplimiento del caudal de mantenimiento, ya que ambos análisis se realizan sobre las infraestructuras de derivación o detracción de caudales, o alteración del régimen. La existencia de barreras transversales al canal fluvial tiene importantes consecuencias ecológicas, y provoca la pérdida o alteración del hábitat, ya que se impide el transporte de sedimentos y se altera el perfil natural del río. Al mismo tiempo se crea un efecto barrera para aquellas especies que no son capaces de superar el obstáculo en cuestión, impidiendo así los movimientos migratorios. La medida de la continuidad fluvial se realiza mediante la aplicación del índice de conectividad fluvial (ICF) (Agencia Catalana del Agua, 2006a), basado en la capacidad de las especies piscícolas de superar obstáculos. Para la aplicación del índice ICF es necesario diferenciar previamente los tramos fluviales o masas de agua en función de las comunidades piscícolas propias existentes o las que le corresponderían en condiciones naturales sin alterar (especies autóctonas). La capacidad natatoria y de salto de las distintas especies de peces que habitan en cada tramo determinarán la medida en qué un determinado obstáculo supone o no una barrera a la conectividad fluvial. Las condiciones morfológicas se han valorado a partir del grado de naturalidad tanto del canal como de las orillas, y también de la diversidad y la estructura de los hábitats. La naturalidad de las orillas se ha TECNOLOGIA DEL AGUA

TECNICOS

Figura 8. Calidad del bosque de ribera según el índice QBR aplicado en Cataluña.

valorado a partir de los resultados del índice QBR que analiza la estructura de la vegetación del bosque de ribera y la naturalidad de la morfología fluvial (Munné et al, 1998, 2003). Se han recogido datos de diversas entidades y equipos de investigación de todo el territorio de Cataluña. También se ha aplicado el índice IVF para el control operativo de la calidad del bosque de ribera (Gutiérrez et al., 2001) basado en inventarios floristicos y que requiere una mayor especialización. Los resultados de los niveles de calidad según el índice QBR (Figura 8) muestran que el estado de los bosques de ribera no es muy bueno ni en las cuencas internas ni en las intercomunitarias, ya que los valores de QBR aceptables (nivel de calidad bueno o muy bueno) representan sólo el 29% del total analizado. La Directiva Marco del Agua establece que los elementos de calidad hidromorfológica tienen que servir para distinguir entre el muy buen estado ecológico y el buen estado ecológico de aquellas masas de agua en las que los elementos de calidad biológicos y fisicoquímicos alcancen las condiciones de referencia. Los protocolos para determinar la calidad hidromorfológica están actualmente en fase de desarrollo por

parte de la Agencia, y es por este motivo que en la diagnosis de la calidad hidromorfológica que aquí se presenta, y se utiliza para el análisis del riesgo de incumplimiento de la Directiva (documento IMPRESS) se ha optado por prescindir de ciertos elementos, a la espera de poder concretar y obtener los parámetros y las métricas más adecuadas. En concreto, se ha analizado la variabilidad del régimen de caudales en estaciones de aforo, y la calidad del bosque de ribera (mediante el índice QBR). 6. Calidad fisicoquímica Los elementos de calidad fisicoquímica considerados para valorar el estado ecológico en los ríos de Cataluña son la carga orgánica, la salinidad y la carga de nutrientes (Tabla 8). Los parámetros fisicoquímicos utilizados reflejan las condiciones generales del sistema en cuanto a estos elementos de calidad. Los umbrales utilizados para determinar la calidad a partir de cada parámetro son preliminares y se basan mayoritariamente en los objetivos de calidad fisicoquímica de las aguas superficiales continentales determinados en diversos estudios realizados en las cuencas catalanas (Prat et al., 1999). Se establecen cin-

TECNICOS

Tabla 8 Clases de calidad Parámetro

Muy bueno Bueno Moderado Deficiente

Malo

DBO (mg/L)

3

7

10

20

> 20

TOC (mg/L)

3

5

7

12

> 12

Cloruros (mg/L) - Zonas de baja salinidad natural - Zonas de salinidad natural moderada - Zonas de elevada salinidad natural - Zonas de transición o de fuerte intrusión marina

50 100 300

100 200 400 250 400 600 600 1.000 2.000 salinos de manera natural

Amonio (mg/L)

0,2

0,5

1

5

>5

Nitratos (mg/L)

2

10

25

50

> 50

Fosfatos (mg/L)

0,1

0,5

1

2

>2

> 400 > 600 > 2.000

Tabla 8. Umbrales para niveles de calidad fisicoquímica usadas en las cuencas de Cataluña.

Figura 9. Nivel de calidad según el TOC en Cataluña.

co niveles de calidad de los cuales sólo los dos más exigentes significan el cumplimiento de los objetivos de la Directiva Marco del Agua, mientras que los otros niveles implican un estado ecológico inferior a bueno. Para ciertos parámetros, los niveles de calidad no son los mismos en todo el ámbito de cuencas internas, ya que los valores basales de éstos son diferentes según las condiciones naturales de la zona considerada. De este modo, se ha establecido una zonificación para

los cloruros donde se discriminan las zonas que, de manera natural dada la geología de la zona, pueden poseer elevadas concentraciones de este elemento. En la Figura 9 se sintetizan los resultados del TOC para cada una de las cuencas analizadas en Cataluña. Se aprecia que en las cuencas intercomunitarias la calidad es más elevada, y que los ríos más afectados son el Besòs, el Llobregat y el Foix. Por otro lado, la información del TOC apoya el hecho de que

Muga y Fluvià son los sistemas fluviales de las cuencas internas con un mayor nivel de calidad según los distintos indicadores de contaminación orgánica. 7. Valoración del estado ecológico En los últimos años, se han elaborado diferentes estudios en los sistemas fluviales catalanes dirigidos a la diagnosis ambiental mediante el uso de elementos biológicos, como la comunidad de algas bentónicas (Cambra et al., 1991; Sabater et al., 1996), los macroinvertebrados (Muñoz et al. 1998; Prat et al., 1999), o la comunidad de peces (Aparicio et al., 2000). En base a los estudios existentes, la Agencia Catalana del Agua ha iniciado redes de control de calidad utilizando índices basados en macroinvertebrados, el BMWPC (Benito y Puig, 1999) y el IBMWP (Alba-Terdedor y Sánchez-Ortega, 1988; Alba-Terdedor et al., 2004), y actualmente está definiendo e introduciendo el uso de indicadores para el análisis de la comunidad piscícola con el uso del índice IBICAT (Sostoa et al., 2003), el análisis de la comunidad fitobentónica, con el uso de algas diatomeas (índices IPS, IBD y CEE) (Sabater et al., 2003; Cambra et al., 2003), la calidad del bosque de ribera, con el índice QBR (Munné et al., 1998; Munné et al., 2003), y el IVF (índice de vegetación fluvial) (Gutiérrez et al., 2001), el análisis del hábitat fluvial (índice IHF) (Pardo et al., 2004), y los índices de alteración del caudal (IHA) y de conectividad fluvial (ICF). Con la combinación de los elementos e indicadores citados se pretende diagnosticar el estado ecológico, aunque no se tiene, hasta el momento, bien definido el procedimiento para combinar todos estos indicadores basados en diferentes comunidades biológicas, o los diferentes elementos y métricas dentro de cada indicador, ni tampoco cómo combinarlo con los elementos de análisis de la caliTECNOLOGIA DEL AGUA

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TECNICOS

Figura 10. Propuesta provisional de combinación de métricas e indicadores de calidad de los sistemas fluviales para el establecimiento del estado ecológico en ríos catalanes.

Tabla 9 Nivel de calidad más restrictivo entre IPS y IBMWP

Nivel de calidad según IBICAT Muy bueno

Bueno

Inferior a bueno

Muy bueno

Muy bueno

Bueno

Bueno

Bueno

Bueno

Moderado

Moderado

Moderado

Moderado

Deficiente

Deficiente

Deficiente

Deficiente

Malo

Malo

Malo

Muy bueno Bueno

Malo

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Tabla 9. Combinación de los índices de calidad IBMWP (macroinvertebrados), IPS (algas diatomeas) y IBICAT (peces) para el establecimiento de la calidad biológica en los ríos de Cataluña.

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dad hidromorfológica y fisicoquímica. Se está trabajando en la respuesta de estos índices sobre la tipología fluvial, e intercalibrando métricas y resultados dentro del contexto europeo para, de este modo, ajustar el valor de la diagnosis y hacerlo comparable. De todas maneras, se ha realizado un primer ensayo para la determinación del estado ecológico para los ríos de Cataluña utilizando los indicadores biológicos, hidromorfológicos y fisicoquímicos expuestos anteriormente (Figura 10). Para determinar los niveles de calidad según los elementos biológicos (fitobentos, macroinvertebrados y peces) se han combinado los índices utilizados según se muestra en la Tabla 9. TECNOLOGIA DEL AGUA

El valor relativo que se otorga al IBICAT es debido a que este indicador se encuentra todavía en fase de diseño, y sus resultados no están suficientemente contrastados. Una vez definida la calidad biológica, ésta se mantiene si se cumplen los requisitos de muy buena o buena calidad fisicoquímica e hidromorfológica; por el contrario, el incumplimiento de uno o ambos elementos de calidad condiciona la rebaja de un nivel de calidad (Figura 10). El resultado de la combinación de los elementos que conforman la calidad biológica, junto con la corrección basada en la diagnosis de la calidad hidromorfológica y fisicoquímica, muestra el estado ecológico de las masas de agua de los ríos de Cataluña (Figura 11).

El riesgo de incumplimiento por estado ecológico es equivalente al nivel de calidad, ya que éste incorpora la comparación entre el valor observado y el umbral tolerado. De este modo, la relación entre el nivel de calidad del estado ecológico y el riesgo de incumplimiento de cada masa de agua es la siguiente: nivel de calidad muy bueno o bueno (riesgo nulo), nivel de calidad moderado (riesgo bajo), nivel de calidad deficiente (riesgo medio), nivel de calidad malo (riesgo alto). La Figura 12 muestra el resultado del análisis de las masas de agua (ríos) en riesgo de no cumplir los objetivos de la Directiva Marco del Agua es Cataluña. Un 38% de las masas de agua de las cuencas internas, y un 20% de las de las cuencas intercomunitarias, no alcanzan el buen estado ecológico. Para el conjunto de Cataluña, el porcentaje de masas de agua que no alcanzan el buen estado ecológico (objetivo de la Directiva Marco del Agua) se sitúa en el 31%. Las cuencas con un porcentaje más alto de masas de agua en riesgo son el Besòs, el Foix, el Francolí, el Anoia y el bajo Llobregat. Las principales presiones y afecciones antrópicas que alteran el estado ecológico de los ríos en Cataluña por debajo de los objetivos de la Directiva Marco del Agua son: la alteración de las márgenes fluviales, desaparición del bosque de ribera y ocupación poco respectuosa de las zonas inundables en un 17% de las masas de agua, la derivación y extracción de caudales y la alteración del régimen hidrológico en un 16% de las masas de agua, la contaminación por nitratos a través de contaminación difusa, usos agrícolas del suelo y actividades ramaderas poco respectuosas en un 17% de las masas de agua, las concentraciones urbanas con deficiencias en el saneamiento y descargas de sistemas unitarios en episodios de lluvia en un 13% de las masas de agua, introducción de especies invasoras en un 8% de las masas de agua, sistemas de saneamiento mal dimensionados, obsoletos o in-

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TECNICOS

Figura 11. Estado ecológico de las masas de agua ríos en Cataluña.

Figura 12. Riesgo de incumplimiento de los objetivos ambientales de la Directiva según el análisis de impacto en Cataluña.

suficientes en un 9% de las masas de agua, nucleos urbanos sin sanear en cursos fluviales de pequeña entidad en un 14% de las masas de agua. 8. Agradecimientos Este trabajo se extrae del documento IMPRESS (en cumplimiento

de los arts. 5, 6 y 7 de la Directiva marco del Agua) realizado en las cuencas de Cataluña. En el documento IMPRESS han trabajado activamente Montserrat Real, Vicenç Acuña, David Sàez y Rosa Casanovas de la empresa URS. En lo referente a los estudios del estado ecoló-

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gico y de la calidad biológica del agua, de los cuales se han extraído algunos datos, destaca la aportación de los miembros del grupo de trabajo FEM, con Maria Rieradevall, Núria Bonada, Mireia Vila, Rosa Casanovas, Marc Plans, Tura Puntí y Cesc Múrria del Departamento de Ecología de la Facultad de Biología (UB). El análisis de la calidad del bosque de ribera se ha recopilado a partir de varios programas de seguimiento y control de toda Cataluña (SIGMA, SITXELL, GUADALMED). Finalmente resaltar la colaboración en la adquisición de datos de Antoni Ginebreda, Lluís Tirapu, Mònica Flo, Gervasi Benito y Óscar Abad de la Agencia Catalana del Agua.

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ARTICULOS

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3. Aspectos ecológicos de la Directiva Marco del Agua

Capítulo 3

Aspectos ecológicos de la Directiva Marco del Agua Antoni Munné Área de Planificación para el Uso Sostenible del Agua. Agencia Catalana del Agua

Narcís Prat Departamento de Ecología. Universidad de Barcelona

Antoni Munné Licenciado en Ciencias Biológicas, doctorando de Ecología y miembro del Departamento de Ecología de la Universidad de Barcelona. Sus tareas de investigación han contribuido al desarrollo y test de indicadores biológicos de la calidad de los ríos y su aplicación en Catalunya, y ha impulsado el uso de éstos y su aplicación en función de la DMA. Actualmente, trabaja en la Agencia Catalana del Agua como Jefe de la Unidad para la Implantación de la Directiva Marco del Agua. Ha coordinado y participado en la elaboración de los informes técnicos referentes a la Directiva (documento IMPRESS) que este organismo ha entregado a la Comisión Europea.

Síntesis ........................................................................................................................ 56 Introducción: El estado ecológico de las masas de agua ............................................................................. 56 1. La Directiva Marco del Agua: de la calidad fisicoquímica al estado ecológico ........................................................................... 57 2. La tipificación de los sistemas acuáticos y estados de referencia

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3. El concepto de bioindicador y el estado ecológico: experiencias en Catalunya ............................................................................................... 63 4. Riesgo de incumplimiento de objetivos de la Directiva Marco del Agua. Retos y problemas en un futuro inmediato .......................... 71 .............................................................................................

73

...................................................................................................

74

5. Conclusiones

Narcís Prat

...............................

6. Referencias

7. Agradecimientos

...................................................................................

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Doctor en Ciencias Biológicas por la Universidad de Barcelona y Catedrático de Ecología de la misma Universidad. Sus tareas de investigación se centran en el estudio del estado ecológico de los ríos de Catalunya. Desde hace 11 años dirige un estudio sobre la calidad ecológica de los ríos de la provincia de Barcelona. Entre sus proyectos de investigación más recientes se halla el estudio de los efectos del fuego sobre los ríos mediterráneos. Actualmente es asesor en temas de Nueva Cultura del Agua del Consejero de Medio Ambiente y Vivienda de la Generalitat de Catalunya, y como tal ha contribuido a la definición de un modelo alternativo a la gestión del agua en Catalunya; está colaborando en los estudios de los sedimentos contaminados de Flix, en la implementación de la DMA en Catalunya y España, y en la elaboración del Plan Integral de Protección del Delta del Ebro.

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La Directiva Marco del Agua en Catalunya

Síntesis La Directiva Marco del Agua (2000/60/CE) incorpora el concepto de estado ecológico como medida del grado de salud de los sistemas acuáticos. Éste se valora principalmente mediante el análisis de la estructura de las comunidades biológicas, abarcando el hábitat, elementos fisicoquímicos y, también la funcionalidad de los ecosistemas. La medida del estado ecológico permite valorar la afección de la actividad humana sobre los ecosistemas acuáticos, y será una herramienta imprescindible para la gestión sostenible de los recursos acuáticos. El objetivo fundamental de la Directiva Marco del Agua es la consecución del buen estado ecológico a finales de 2015, exceptuando las masas de agua declaradas fuertemente modificadas o las artificiales, que tendrá que ser conseguido mediante programas de medidas y criterios de gestión adecuados a los objetivos ambientales que se hayan fijado para cada ecosistema. El Plan de Gestión de la Demarcación Hidrográfica (que se debe aprobar a finales de 2009) será el documento que tendrá que servir para la conservación y/o recuperación de nuestros ecosistemas acuáticos. La medida del estado ecológico es una herramienta en pleno desarrollo y proceso de intercalibración, en la cual se está trabajando siguiendo las directivas de la Unión Europea. La evaluación del estado ecológico prevé el análisis de la estructura de las comunidades biológicas de los macroinvertebrados, peces y las algas (fitoplancton o fitobentos, dependiendo de los ambientes). También hay que medir el estado del bosque de ribera, la morfometría y morfodinámica de los sistemas, y la variedad de hábitats presentes, así como la utilización de variables fisicoquímicas (parámetros genéricos y específicos) que inciden en la buena calidad del sistema. También y al mismo tiempo, la medida del estado ecológico tiene que estar adaptada a cada una de las singularidades y características funcionales de las categorías de ecosistemas donde se mida (lagos, ríos, embalses), que se dividirán en tipos según las características que los unan o diferencien. Para cada uno de los tipos habrá que establecer los estados de referencia con los que se tendrán que comparar las características de las masas de agua que hayamos delimitado. En general, el conocimiento que tenemos en Catalunya permite diagnosticar, con más o menos acierto, el grado de alteración actual que sufren sus sistemas acuáticos, y definir su estado ecológico. En la actualidad, las primeras versiones de la medida del estado ecológico de los ríos catalanes nos

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proporciona una visión muy poco positiva, especialmente en los tramos medios y bajos de los ríos, por la moderada y baja calidad de sus aguas, pero sobre todo por la degradación del bosque de ribera, la fuerte alteración y reducción del régimen de caudales y, en general, la modificación y pérdida de hábitats que permitan mantener un buen funcionamiento del ecosistema. El buen y muy buen estado ecológico de nuestros ríos y ecosistemas lo encontramos en las cabeceras y tramos poco humanizados, espacios que es preciso preservar por su alto valor ecológico y elemento de referencia en la diagnosis y gestión de los ambientes acuáticos. Se hace necesario proponer un modelo de gestión de los recursos compatible con la protección y regeneración del medio, que permita la consecución y mantenimiento del buen estado ecológico y químico de los sistemas acuáticos. Éste es uno de los principios fundamentales en que se basa la Directiva Marco del Agua cuando propone la medida del estado ecológico como herramienta fundamental en la gestión integral del agua.

Introducción: El estado ecológico de las masas de agua La estructura y composición de las comunidades presentes en un ecosistema acuático es consecuencia tanto de las características del medio como de una serie de interacciones bióticas (depredación, competencia, etc.), que pueden variar a lo largo del tiempo y del espacio. A su vez, las diversas afectaciones fruto de la actividad humana modifican de forma muy importante, en mayor o menor medida, las características abióticas y bióticas de los ríos. El estudio de los ecosistemas acuáticos en Catalunya (ríos, lagos, embalses, marismas, etc.), se ha desarrollado de tal modo en los últimos años que actualmente tenemos unos buenos conocimientos de la estructura de las comunidades que los habitan, y podemos entender mejor su funcionamiento y los efectos de la actividad humana. En general, el mejor conocimiento que tenemos de los sistemas acuáticos catalanes debe permitir diagnosticar con más acierto el grado de alteración que sufren estos sistemas, y proponer los modelos de gestión y protección más adecuados. Éste es uno de los principios fundamentales en que se basa la Directiva Marco del Agua cuando propone la medida del estado ecológico como herramienta fun-

3. Aspectos ecológicos de la Directiva Marco del Agua

damental en la gestión integral del agua. El agua, como recurso, debe ser gestionada teniendo en cuenta que forma parte indispensable del medio, el cual es preciso preservar como garantía del recurso y calidad de vida dentro de una política marco en la gestión responsable de los recursos hídricos. Es preciso compatibilizar el uso que se hace del agua y de su espacio asociado (partes fundamentales de los ecosistemas acuáticos), con el buen estado de salud de los sistemas acuáticos, que permita una buena estructura y funcionamiento de los ecosistemas de manera sostenible a lo largo del tiempo. Bajo este principio, la diagnosis del estado de salud de los sistemas acuáticos adquiere una importante relevancia, con la introducción del concepto de estado ecológico, el cual se fundamenta en la combinación de indicadores biológicos, hidromorfológicos y físicoquímicos (incluidas sustancias prioritarias) que sean capaces de aportar la información necesaria y, a la vez, que se ajusten al contexto estructural y funcional de estos ecosistemas. Una vez analizado el estado ecológico de las diferentes masas de agua, y las presiones que condicionan los impactos medidos, habrá que elaborar los programas de medida que tendrán que hacer compatible la actividad humana con el buen estado ecológico y químico de las masas de agua.

parte fundamental para la consecución del buen estado de salud, definido en la directiva como el estado ecológico. En esta normativa los aspectos biológicos, y también los hidromorfológicos, adquieren relevancia en la diagnosis integrada de la calidad, junto con los ya tradicionalmente usados elementos fisicoquímicos y sustancias prioritarias o contaminantes tóxicos y persistentes (algunos de nueva inclusión). La Directiva Marco del Agua propone la regulación del uso del agua y de los espacios asociados a partir de la capacidad receptora que éstos tienen sobre los diferentes tipos de impacto que pueden soportar. Así, se pretende promover el uso del medio de manera responsable, racional y sostenible, de tal forma que se pueda garantizar, a lo largo del tiempo, el mantenimiento de la estructura y funcionamiento de la comunidad propia del sistema, o lo más similar posible dentro de un margen aceptable, o sea, el estado ecológico muy bueno o bueno. La diferencia entre el estado ecológico muy bueno (un estado casi natural) y el bueno (un estado ligeramenet alterado, pero que garantiza una estructura y funcionamiento sostenible y aceptable del ecosistema) es el margen de afectación que la directiva tolera en la repercusión de la actividad humana y uso del recurso sobre los sistemas acuáticos.

Justamente, gracias al esfuerzo importante en investigación que se ha hecho en los estudios de ecosistemas acuáticos, impulsados desde los trabajos pioneros del Prof. Ramon Margalef hace más de 50 años, tenemos actualmente en Catalunya los conocimientos necesarios para poder desarrollar instrumentos de gestión adecuados a las obligaciones que nos impone la directiva. Es por esta razón que dedicamos muy especialmente este capítulo al Prof. Margalef cuando se cumple un año de su defunción.

Esta normativa comunitaria nace con la voluntad de ordenar y gestionar, de manera integrada, el agua disponible dentro de su ciclo natural, contabilizando su funcionalidad dentro del medio natural y su uso como recurso, y rehuyendo de una visión sectorial y excesivamente utilitaria. En cierta manera nace de la insatisfacción generalizada, en Europa, que han producido la ejecución y entrada en vigor de diversas normativas sectoriales, las cuales, en muchos casos, no han obtenido los resultados deseados en la mejora de los sistemas acuáticos. A pesar de limitar los vertidos y agresiones al medio, y mejorar la calidad fisicoquímica por la aplicación de diferentes directivas, los ecosistemas acuáticos, en muchos casos, no han recuperado su estado de salud (su funcionalidad). Esta directiva quiere cambiar la tendencia, utilizada en directivas precedentes, a limitar los vertidos a partir de ciertos parámetros (91/271/CE, 76/464/CE), o determinar la calidad del medio en función de sus usos (75/440/CE, 76/160/CE, 78/659/CE y 79/923/CE), e introduce los siguientes principios básicos:

1. La Directiva Marco del Agua: de la calidad fisicoquímica al estado ecológico A finales del año 2000 fue aprobada y publicada, por parte de la Comisión y del Parlamento Europeos, la llamada Directiva Marco del Agua (2000/60/ CE) (DOCE, 2000; en adelante, DMA). Como su nombre indica, esta normativa europea intenta proporcionar un marco de actuación común sobre la gestión del agua a todos los Estados miembros de la Unión Europea. El agua deja de ser vista exclusivamente como recurso, y es contemplada como elemento básico de los ecosistemas acuáticos y

• Principio de no deterioro y consecución del buen estado integral de las masas de agua superficiales y subterráneas. La necesidad de limitar los usos, vertidos o actividades que afectan al medio hídrico, directa o indirectamente, en fun-

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La Directiva Marco del Agua en Catalunya

ción del medio receptor y de su capacidad para soportar los mencionados impactos, teniendo en cuenta en cada momento la estructura y funcionamiento de los ecosistemas acuáticos asociados. Así, los sistemas acuáticos tendrán que caracterizarse y tipificarse para ajustar mejor el programa de control y diagnosis, y el modelo de gestión sobre el sistema. • Principio del enfoque combinado de la contaminación y gestión integrada del recurso. La directiva recoge los objetivos y finalidades de directivas anteriores, y las engloba en una visión integradora de los sistemas al analizar, en nuestro caso, los sistemas acuáticos, con un enfoque combinado, y desde un punto de vista ecosistémico. La limitación en el uso del agua, los vertidos o las actividades que pueden impactar en los ecosistemas acuáticos, se realiza a partir de un análisis integrado del medio donde, además de considerar los elementos fisicoquímicos adecuados para el mantenimiento de una buena calidad, prevé el uso de los principales elementos naturales que lo conforman (las comunidades biológicas), y la calidad de la estructura que la soporta (el hábitat). La unidad (parte del sistema) sobre la cual se elabora la gestión integrada, el programa de control, y el programa de medidas para la consecución o mantenimiento del buen estado ecológico, se llama masa de agua. • Principio de plena recuperación de costes de los servicios relacionados con el agua y el uso de los espacios acuáticos. La nueva directiva introduce el concepto de plena recuperación e internalización de los costes, también los ambientales y costes del recurso (coste de oportunidad), derivados de los servicios relacionados con el uso del agua, y del mantenimiento sostenible del buen estado de salud de los ecosistemas asociados. El coste del uso del agua y del espacio fluvial de manera sostenible, tiene que repercutir sobre el beneficiario o titular de la actividad que lo genera. • Principio de participación pública y transparencia en las políticas del agua. La gestión de los recursos y los programas de medidas y de control, que tienen que ser integrados dentro del nuevo plan de gestión (nuevo plan hidrológico) para alcanzar el buen estado ecológico de los sistemas fluviales, se tienen que elaborar a través de la participación y consenso social, a partir de mecanismos de participación ciudadana, y bajo una total transparencia pública. Como hemos dicho, la principal finalidad de la DMA es la consecución y mantenimiento del buen estado ecológico y químico de las aguas superficiales, el buen potencial ecológico y químico de

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las masas declaradas fuertemente modificadas, y el buen estado químico y cuantitativo de las aguas subterráneas, mediante una serie de compromisos y trabajos que es preciso realizar antes de finales de 2015 (figura 3.1). Justo es decir que la propia directiva contempla mecanismos de aplazamiento de objetivos y de reducción de las exigencias a partir de la declaración de diferentes masas de agua como fuertemente modificadas debido a su elevada alteración hidromorfológica y condición de irreversibilidad por motivos económicos, sociales o ambientales en la consecución del buen estado ecológico (embalses, tramos de río fuertemente canalizados, etc.), o por la imposibilidad justificada de la consecución de los objetivos de

2003

1. Delimitación de la Demarcación Hidrográfica y asignación de la Autoridad Competente (art. 3). Antes del 22 de diciembre de 2003.

2004

2. Caracterización de la Demarcación Hidrográfica, análisis del estado del medio (presiones e impactos, y riesgo de incumplimiento de objetivos de la DMA), y análisis económico (art. 5). Para finales de 2004, revisados antes del 22 de diciembre de 2003 y, posteriormente, cada 6 años.

2006

3. Programa de Seguimiento (art. 8). Operativo antes de finales de 2006; se revisará conjuntamente con el Plan de Gestión.

2009

4. Programa de Medidas (art. 11). Se redactará y aprobará antes de finales de 2009, las medidas serán operativas antes de finales de 2012, y se revisará lo más tarde antes del 22 de diciembre de 2015; posteriormente, cada seis años. 5. Plan de Gestión (art. 13). El Plan de Gestión se publicará y entrará en vigor antes del 22 de diciembre de 2009, se actualizará antes del 22 de diciembre de 2015 y posteriormente cada 6 años. Para la participación ciudadana e información pública, siguiendo el principio de transparencia, se elaborará y se hará público un esquema de los principales temas a tratar en la redacción del Plan de Gestión dos años antes de su publicación, lo más tarde antes del 22 de diciembre de 2007, y un ejemplar del proyecto de Plan de Gestión tendrá que ser publicado un año antes de ser aprobado, como máximo antes del 22 de diciembre de 2008, para su consulta y revisión.

2015

6. Consecución del Buen Estado de las masas de agua (art. 4). Se tiene que alcanzar antes del 22 de diciembre de 2015.

Figura 3.1. Resumen esquemático del calendario de las principales actuaciones que es preciso llevar a cabo según la Directiva Marco del Agua (2000/60/CE).

3. Aspectos ecológicos de la Directiva Marco del Agua

la DMA en los plazos establecidos (dos prórrogas de seis años o exenciones). El concepto de estado ecológico es introducido por el texto normativo de la DMA, y surge como elemento clave de medida para el análisis de la calidad de los sistemas acuáticos y su gestión, donde se integra la visión de su estado de salud (una expresión de la estructura y funcionamiento de los ecosistemas). Este concepto aparece en la legislación catalana (Ley 6/1999, y el texto refundido de la legislación en materia de aguas de Catalunya, Decreto Legislativo 3/2003 de 4 de noviembre), y se ha transpuesto a la normativa estatal (Ley 46/1999, el texto refundido de la Ley de Aguas 1/2001 de 20 de julio, modificado por la Ley 62/2003 de 30 de diciembre, de medidas fiscales, administrativas y del orden social). De todos modos, el procedimiento y los protocolos para la medida del estado ecológico están en pleno desarrollo y discusión (Prat et al., 2000; Prat, 2002; European Comission, 2003), donde quedan todavía algunos interrogantes por aclarar, como la concreción de la medida de la calidad hidromorfológica de los sistemas acuáticos (fluviales, lacustres, etc.), a pesar de que existen algunas aproximaciones para los ríos catalanes (Munné et al., 1998; 2003; Gutiérrez et al., 2001), lagos (Ventura y Catalán, 2003), y zonas húmedas (Quintana et al., 2004), o la manera concreta en que se establecerán y combinarán los diferentes elementos de análisis para la medida del estado ecológico en función de cada tipo y sistema a investigar. Es preciso primero definir la tipología de los sistemas acuáticos. Se entiende que no se puede medir de igual manera el estado ecológico, ni exigir los mismos objetivos de calidad, por ejemplo, a las aguas de los ríos de montaña que a las de los tramos fluviales más bajos, o a los lagos de origen cárstico que a los alpinos, o en las zonas húmedas salobres costeras que las temporales de aguas dulces, o las fuentes, etc., y también habrá que decidir y ajustar en cada caso o tipo qué elementos del sistema se tienen que utilizar, y de qué manera, para la medida del estado ecológico. Los elementos a tener en cuenta los indica la directiva en su Anexo V (tabla 3.1) y, poco a poco, van saliendo iniciativas y trabajos orientados a combinar los diferentes elementos y parámetros para el análisis del estado ecológico en ríos (Prat et al., 2000a; Jáimez-Cuéllar et al., 2002; European Comission, 2003; Agencia Catalana del Agua, 2005), lagos (Burton et al., 1999; Sutcliffe, 2001; Ventura y Catalan, 2003), zonas húmedas (Burton et al., 1999; Simon et al., 2000; Lillie et al., 2002; Quintana et al., 2004), y embalses (Armengol et al., 2003; Ferreira et al., 2004).

Parámetros biológicos

Flora acuática Invertebrados bentónicos Fauna piscícola

Parámetros hidromorfológicos

Régimen hidrológico Cantidad y dinámica del flujo Conexión con las aguas subterráneas Continuidad del río Condiciones morfológicas Hondura y anchura (ecohidráulica) Sustrato Estructura de la ribera

Parámetros físicoquímicos

Genéricos Temperatura Oxígeno disuelto Sales (conductividad) Acidificación (pH, alcalinidad) Nutrientes Específicos Sustancias prioritarias (tóxicas y peligrosas) Sustancias vertidas en cantidades significativas

Tabla 3.1. Elementos que es preciso considerar en la definición del estado ecológico de las diferentes de masas de agua (por ejemplo, ríos) definidas en la DMA (Anexo V).

2. La tipificación de los sistemas acuáticos y estados de referencia Siguiendo los criterios establecidos en el Anexo II de la DMA, el primer paso que se debe dar es caracterizar las masas de agua de cada demarcación hidrográfica, y agruparlas según sean ríos, lagos (incluidas las zonas húmedas), aguas de transición, aguas costeras, aguas muy modificadas o aguas artificiales. Una vez incluidas en una categoría, las diferentes masas de agua se subdividen en tipos según las características naturales que pueden condicionar la estructura y funcionamiento del ecosistema y, por tanto, el modelo de gestión y protocolo de diagnosis. Es preciso, pues, hacer una aproximación jerárquica, en la que primero se establecen las categorías de masas de agua (ríos, lagos, etc.), a continuación, se clasifican en tipos (tipificación), y finalmente se definen las masas de agua (que pertenecen a un tipo dentro de una categoría) como unidad funcional y de gestión, donde se tienen en cuenta: (i) las características geográficas e hidromorfológicas; (ii) las presiones antrópicas; (iii) su estado ecológico; o (iv) el hecho de que tengan un estado de protección determinado.

59

La Directiva Marco del Agua en Catalunya

El objetivo final de este proceso es delimitar unidades de gestión adecuadas (las masas de agua) para alcanzar los objetivos ambientales de buen estado (o potencial) ecológico previstos en la directiva. Para cada tipo de masa de agua, la directiva exige el establecimiento de condiciones de referencia específicas, que se tienen que corresponder con las condiciones hidromorfológicas, fisicoquímicas y biológicas propias de una masa de agua sin perturbar (o con poca incidencia antrópica), para ajustar la diagnosis como elemento de referencia en la gestión de los recursos. Para el establecimiento de las condiciones de referencia y los umbrales entre clases de estado ecológico existen las orientaciones del grupo de trabajo de la Comisión Europea sobre condiciones de referencia (Wallin et al., 2003), y posteriores propuestas para la intercalibración de procedimientos de determinación de clases de calidad (Pollard, 2005), dentro de la Estrategia Común para la Implementación de la Directiva Marco del Agua de la Comisión Europea. En el caso de los sistemas fluviales, la Agencia Catalana del Agua, conjuntamente con el Departa-

mento de Ecología de la UB, ha efectuado los trabajos necesarios para la determinación de los tipos de ríos que podemos encontrar en las cuencas internas de Catalunya (Munné y Prat, 2002; Munné y Prat, 2004), de acuerdo con los criterios establecidos en la DMA. En cuanto a las cuencas catalanas del Ebro, la tipología fluvial ya fue definida mediante trabajos elaborados mediante convenio entre la Confederación Hidrográfica del Ebro y el Departamento de Ecología de la UB (Munné y Prat, 2000), que posteriormente han sido revisados y ajustados por el Ministerio de Medio Ambiente (CEDEX). Los tipos fluviales son necesarios para establecer los objetivos de calidad y ajustar el programa de medidas correctoras más adecuadas a cada sistema. Para la clasificación no se tienen que tener en cuenta ni la actividad humana ni aquellos descriptores modificados que se deriven, ya que el sentido de esta tipificación se centra en la clasificación de grupos de ríos con unas condiciones naturales ambientales homogéneas y, por tanto, con una estructura y funcionamiento del ecosistema similar en condiciones sin alterar. Eso nos permitirá, a partir del

Límite de las cuencas principales Límite autonómico Embalses Cuencas internas Cuencas intercomunitarias

Ejes principales Grandes ejes mediterráneos Grandes ríos poco mineralizados Rios de montaña húmeda calcárea Rios de montaña húmeda silícea Rios de montaña mediterránea calcárea Rios de montaña mediterránea de elevado caudal Rios de montaña mediterránea silícea Rios mediterráneos de caudal variable Rios mediterráneos silíceos Torrentes litorales Rios con influencias de zonas kársticas

Figura 3.2. Tipos fluviales definidos en las cuencas internas de Catalunya (Munné y Prat, 2002; Munné y Prat, 2004), y en las cuencas catalanas del Ebro y Garona (Munné y Prat, 2000).

60

3. Aspectos ecológicos de la Directiva Marco del Agua

análisis de los referentes en cada tipo fluvial, la calificación de la perturbación de origen antropogénico de manera más ajustada (Bailey et al. 1998), y concretar los programas de medidas para la recuperación de estos ambientes y alcanzar, o conservar, como mínimo el buen estado ecológico. La heterogeneidad ambiental de Catalunya, y la disponibilidad de datos fiables y representativos de esta condición, permite ajustar el nivel de discriminación manteniendo, a la vez, una interpretación y justificación espacial coherente. Así, utilizando metodologías de análisis multivariante y de clasificación y ordenación de diferentes tramos fluviales, mediante el análisis de variables ambientales no alteradas por la actividad humana o restituidas a su estado natural (cuando y donde era posible), variables hidrológicas, morfométricas, geológicas y climáticas, se han definido 12 “tipos fluviales” en Catalunya dentro de un marco contextual europeo, útil dentro del ámbito de gestión de cuenca, y operativo a nivel de organismo de cuenca (la Agencia Catalana del Agua) (tabla 3.2 y figura 3.2).

Tipos fluviales 1a. Rios de montaña húmeda silícea 1b. Rios de montaña húmeda calcárea 2a. Rios de montaña mediterránea silícea 2b. Rios de montaña mediterránea calcárea 2c. Rios de montaña mediterránea de elevado caudal 3a. Rios de zona baja mediterránea 3b. Rios de zona baja mediterránea silícea 3c. Rios con influencia cárstica 4a. Ejes principales 5a. Torrentes litorales 6a. Grandes ríos poco mineralizados 7a. Grandes ejes mediterráneos (tramo bajo del Ebro) Tabla 3.2. Tipos fluviales en las cuencas internas de Catalunya (Munné y Prat, 2002; Munné y Prat, 2004), y cuencas catalanas del Ebro y Garona (Munné y Prat, 2000).

Es preciso definir las masas de agua de referencia de cada uno de los tipos fluviales y asignar las condiciones de referencia mediante el análisis de la calidad biológica, morfométrica y fisicoquímica. Para esta tarea se tienen que buscar los tramos de río que, dentro de cada tipo fluvial, presenten un estado de conservación y naturalidad elevados, y una alteración antropogénica casi inexistente (tramos fluviales de referencia) (Bonada et al., 2002). Mediante el análisis de las condiciones naturales de los tramos de referencia seleccionados, se asignarán los objetivos de calidad para cada tipo fluvial que,

en algunos de los casos, y para alguno de los elementos analizados, pueden ser equivalentes en dos o más tipos. En el caso de las cuencas internas de Catalunya, la busca de tramos fluviales de referencia es bastante compleja, sobre todo en el caso de algunos tipos fluviales con una fuerte presencia humana en sus riberas o cuencas de drenaje, siendo éste el caso de los ejes principales (tramos bajos de los grandes ríos muy antropizados), o los ríos de montaña mediterránea de elevado caudal (con numerosas actividades industriales en sus riberas). La tipificación fluvial y el análisis de sus estados de referencia, son la base que permitirá ajustar los planes sectoriales y programas de actuación a las características específicas de los espacios fluviales de las cuencas internas de Catalunya, como por ejemplo el Plan de saneamiento y futuras revisiones, planes de restauración y recuperación hidromorfológica y del bosque de ribera, o los planes zonales de implantación de caudales ambientales. En cuanto a los lagos y las zonas húmedas, previamente a la tipificación y caracterización de los sistemas, es preciso definir los criterios que permitan seleccionarlos como masas de agua. La DMA establece, en su Anexo II, el criterio de 50 Ha a la hora de seleccionar los sistemas lacustres para considerarlos como masas de agua, pero este criterio se manifiesta totalmente insuficiente a la hora de tener en cuenta los sistemas más singulares y representativos de diversas tierras y ambientes acuáticos, sobre todo del ámbito mediterráneo. En las cuencas catalanas, la Agencia Catalana del Agua ha propuesto como masas de agua todos los lagos y estanques de más de 8 Ha de superficie, y aquellos sistemas lacustres inferiores a 8 Ha, pero que tienen alguna figura de protección (PEIN, ZEC, ZEPA, Reserva Natural Parcial e Integral, Reserva de Fauna Salvaje), planes de conservación de especies amenazadas como la nutria, el fartet o el avetoro (zonas húmedas de interés para la conservación de la fauna y flora), sistemas que pueden ser considerados de referencia (con un muy buen o buen estado ecológico), y aquéllos con características singulares dentro de los ecosistemas acuáticos catalanes definidos según los múltiples estudios realizados hasta ahora en Catalunya. Con estas consideraciones, en Catalunya se han diferenciado 9 tipos diferentes de lagos (con más de 0,5 Ha de superficie y más de 6 m de profundidad) (Ventura y Catalan, 2003) (tabla 3.3), según su origen (alpino o kárstico), la alcalinidad (aguas ácidas o alcalinas), o el tamaño del lago o influencia de la cuenca sobre la masa de agua (lagos peque-

61

La Directiva Marco del Agua en Catalunya

Tipos de lagos

Características

(CGG) Lagos kársticos grandes

Origen kárstico y mayor de 50 ha de superficie

(CPP)

Lagos kársticos pequeños

Origen kárstico y menor de 50 ha de superficie

(AAA)

Lagos alpinos de aguas muy ácidas

Origen alpino (> 1.500 m de altitud) y menos de 0 µeq./l de alcalinidad

(AAM)

Lagos alpinos de aguas ácidas

Origen alpino (> 1.500 m de altitud), entre 0 y 20 µeq./l de alcalinidad con roca metamórfica

(AAG) Lagos alpinos de aguas mucho diluidas

Origen alpino (> 1.500 m de altitud), entre 0 y 20 µeq./l de alcalinidad con roca granitoide

(ACG) Lagos alpinos grandes

Origen alpino (> 1.500 m de altitud), entre 20 y 200 µeq./l de alcalinidad, más de 10 ha de superficie

(ACA)

Origen alpino (> 2.300 m de altitud), entre 20 y 200 µeq./l de alcalinidad, menos de 10 ha de superficie

Lagos alpinos típicos

(ACB) Lagos alpinos de poca altitud

Origen alpino (entre 1.500 y 2.300 m de altitud), entre 20 y 200 µeq./l de alcalinidad, menos de 10 ha de superficie

(ALK)

Origen alpino (> 1.500 m de altitud), más de 200 µeq./l de alcalinidad

Lagos alpinos alcalinos

Tabla 3.3. Tipos de lagos (> 0,5 ha de superficie) definidos en las cuencas catalanas (Ventura y Catalán, 2003).

ños con mucha influencia de la cuenca de drenado, o grandes con poca influencia y aportación de materia orgánica). Como ejemplo se clasifican los lagos siguientes dentro de las diferentes categorías que les corresponden (entre paréntesis el acrónimo de las diferentes categorías que se encuentran en la tabla 3.3): Banyoles (CGG), Montcortés y Basturs (CPP), Baiau superior (AAA), Romedo de dalt (AAM), Senó (A AG), Garrabeia y Gerber (ACG), Gran d’Amitges y Gran de la Pera (ACA), Llong, Nere y Ratera (ACB), Llebreta (ALK). Para la tipificación de las zonas húmedas, consideradas éstas como aquellos ecosistemas de aguas estancadas (temporales o permanentes) y de poca profundidad (inferior a 6 m), en comparación con los lagos, en las cuencas catalanas la Agencia Catalana del Agua ha partido del Inventario de zonas húmedas de Catalunya (202 zonas húmedas) (Balaguer y Muñoz, 2001), y de trabajos ya realizados en la Península Ibérica (Alonso, 1998; Trobajo et al., 2002). Alonso (1998) define como lagunas aquellas zonas húmedas que tienen un perímetro definido, pero donde la profundidad máxima no permite que se establezca una termoclina estable, y donde existen o pueden existir macrófitos recubriendo su fondo. Se ha elaborado una tipificación de estos ecosistemas (Quintana et al., 2004) a partir del análisis exhaustivo de las comunidades y la dinámica en 27 zonas húmedas, y posteriormente se ha ajustado y verificado mediante el análisis estacional de 40 sistemas más. El resultado es la definición de 4 tipos

62

Tipos de zonas húmedas

Características

(HTA)

Atalasohalinas

> 5 mS/cm de origen continental

(HTA)

Talasohalinas

> 5 mS/cm de origen marino

(HDP) De aguas dulces permanentes y semipermanentes (HDT)

De aguas dulces temporales

< 5 mS/cm y > 6 meses inundados al año < 5 mS/cm y < 6 meses inundados al año

Tabla 3.4. Tipos de zonas húmedas definidos en las cuencas catalanas (Quintana et al., 2004).

de zonas húmedas en Catalunya, dependiendo de la salinidad del agua (la conductividad media) y su origen (marino o continental), y la permanencia del agua (la temporalidad del sistema) (tabla 3.4). El hecho de que existan diferencias a nivel de composición faunística y de abundancia y diversidad de taxones en las diferentes tipologías de zonas húmedas (sin perturbar) implica que se tenga que evaluar por separado la calidad de estos grupos. Formando parte de los sistemas leníticos epicontinentales (lagos), en Catalunya encontramos los embalses, sistemas creados por el hombre para la regulación de los caudales de los ríos y aprovechamiento de sus aguas. Dentro de la categoría de masas de agua fuertemente modificadas, los embalses son considerados tramos de ríos muy modificados,

3. Aspectos ecológicos de la Directiva Marco del Agua

Tipos de embalses

Características

I.

Altitud superior a 815 m y más de 20 hm3 de capacidad

Embalses grandes y de altitud

II. Embalses pequeños y de altitud

Altitud superior a 815 m y menos de 20 hm3 de capacidad

III. Embalses costeros y de baja altitud

Altitud inferior a 815 m y situados a menos de 25 km de la costa

IV. Embalses de aguas poco mineralizadas y de baja altitud

Altitud inferior a 815 m, situados a más de 25 km de la costa y con concentraciones de cloruros inferiores a 40 mg/l

V.

Altitud inferior a 815 m, situados a más de 25 km de la costa, con concentraciones de cloruros superiores a 40 mg/l y con un área de drenaje inferior a 100 km2

Embalses pequeños con aguas mineralizadas

VI. Embalses grandes con aguas mineralizadas

Altitud inferior a 815 m, situados a más de 25 km de la costa, con concentraciones de cloruros superiores a 40 mg/l y con un área de drenaje superior a 100 km2

Tabla 3.5. Tipos de embalses definidos en las cuencas catalanas (Armengol et al., 2003).

asimilables a ecosistemas leníticos (lagos). El análisis de algunos de los embalses más significativos de las cuencas catalanas ya hace tiempo que se está llevando a cabo para la mejora de su gestión, como es el caso de Sau o Boadella, pero aún queda mucho por conocer en otros embalses. Por ello, y desde la Agencia Catalana del Agua, mediante convenio con la Universidad de Barcelona (Dres. Armengol y Navarro) y la Universidad de Girona (Dr. Garcia-Bertou y colaboradores) se ha realizado un muestreo estacional de todo un ciclo anual de los embalses catalanes, para caracterizarlos y proponer los protocolos adecuados para su análisis y su control (Armengol et al., 2003). En total se han analizado 21 embalses, de los que se han muestreado estacionalmente las principales características fisicoquímicas y sus perfiles en la columna de agua, los principales pigmentos fitoplanctónicos, y las poblaciones de peces (en 14 embalses). Como resultado se han clasificado los embalses catalanes en 6 tipos diferentes (tabla 3.5) atendiendo a criterios de altitud (superior o no a 815 m.), tamaño del embalse o volumen (superior o no a 20 hm3 ), distancia de la costa (superior o no a 25 km), concentración de cloruros a partir del drenaje de la cuenca (superior o no a 40 mg/L), y magnitud del caudal de entrada o superficie de la cuenca de drenado (superior o no a 10.000 km2).

3. El concepto de bioindicador y el estado ecológico: experiencias en Catalunya En los últimos años se han realizado diferentes estudios en los sistemas fluviales catalanes dirigidos

hacia la diagnosis ambiental mediante el uso de elementos biológicos, como por ejemplo la comunidad de algas bentónicas (Cambra et al., 1991; Muñoz y Prado, 1994; Merino et al., 1994; Sabater et al., 1996), los macroinvertebrados (Muñoz et al. 1998; Munné y Prat, 1999; Prat et al., 1999), o la comunidad de peces (Aparicio et al., 2000). Desde la administración de cuenca competente de las cuencas internas de Catalunya (la Agencia Catalana del Agua), se han iniciado redes de control de calidad utilizando índices basados en macroinvertebrados, como el BMWPC (Benito y Puig, 1999), derivado del ibérico IBMWP (Alba-Tercedor y Sánchez-Ortega, 1988; Alba-Tercedor et al., 2002), y actualmente se está introduciendo el uso de indicadores para medir la calidad del bosque de ribera, como el QBR (Munné et al., 1998; Munné et al., 2003), y el IVF (índice de vegetación fluvial) (Gutiérrez et al., 2001), el análisis de la comunidad piscícola mediante el uso del índice IBICAT (Sostoa et al., 2003), el análisis de la comunidad fitobentónica, con el uso de algas diatomeas (índices IPS, IBD y CEE) (Sabater et al., 2003; Cambra et al., 2003), o el uso de macroalgas bentónicas (Cambra et al., 2003), y el análisis del hábitat fluvial (índice IHF) (Pardo et al., 2002). Se está trabajando en la respuesta de estos índices sobre la tipología fluvial, concretando el estado de referencia para cada uno de ellos para, de esta manera, ajustar el valor de la diagnosis y hacerlo comparable entre tramos fluviales. Para asegurar que sea posible comparar sistemas de seguimiento diferentes, los resultados se tienen que expresar en forma de índice de calidad ecológica relativizado (EQR). Este indicador es el cociente entre el valores de un parámetro biológico medido en una masa de agua y el valor del mismo

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ELEMENTOS

Fauna bentónica de invertebrados

PARÁMETROS

La Directiva Marco del Agua en Catalunya

Índice IBMWP (corregido)

Flora acuática

Índice IPS

Fauna ictiológica

Uso de diversas métricas en función del tipo fluvial

Métricas ajustadas a los tipos fluviales

Combinación

Valor más restrictivo en la desviación sobre el estado de referencia

ESTADO ECOLÓGICO

MUY BUENO

BUENO

MEDIOCRE

DEFICIENTE

MALO

MEDIOCRE

DEFICIENTE

MALO

Consideraciones de las condiciones fisicoquímicas e hidromorfológicas

MUY BUENO

BUENO

Figura 3.3. Combinación de métricas e indicadores de calidad de los sistemas fluviales para el establecimiento del estado ecológico en los ríos catalanes.

parámetro en condiciones de referencia dentro del mismo tipo. El EQR se tiene que expresar como un valor numérico entre cero y uno, donde el estado ecológico muy bueno está representado por valores próximos a uno y el mal estado ecológico por valores próximos a cero. Es preciso desarrollar un procedimiento de cálculo de EQR para cada uno de los indicadores de los elementos de calidad biológicos que se utilizan. Utilizando los diferentes indicadores de calidad biológica del agua, y combinándolos de acuerdo con los protocolos establecidos en los grupos de trabajo para la interpretación de la Directiva Marco del Agua, y su Anexo V (Wallin et al., 2002; European Comission, 2003), junto con el análisis de la calidad hidromorfológica y fisicoquímica, se puede diseñar un procedimiento para el análisis del estado ecológico que, actualmente, está en fase de ajuste y concreción antes de ser adoptado definitivamente como protocolo de análisis del estado ecológico en Catalunya (figura 3.3). Este protocolo de análisis del estado ecológico, ajustado a los tipos fluviales exis-

64

tentes en Catalunya, tiene que acabar siendo la herramienta sobre la cual se fundamente el futuro programa de medidas para alcanzar los objetivos de la Directiva Marco del Agua. Utilizando la combinación de métricas mostradas en la figura 3.3 se analiza el estado ecológico de los ríos de las cuencas internas de Catalunya (figura 3.4). Los resultados muestran que a pesar del incremento de calidad en los últimos años, sobre todo desde la puesta en marcha del Plan de Saneamiento en Catalunya, aún existe aproximadamente un 40% de los tramos fluviales con un estado por debajo de lo aceptable según la Directiva Marco del Agua (el estado bueno o muy bueno). En estos tramos habrá que aplicar programas de medidas para mejorar el estado de salud del medio que, en algunas ocasiones no pasará sólo por un mejor saneamiento del agua, sino por garantizar un caudal mínimo circulante, mejorar la diversidad de hábitats, o restaurar el bosque de ribera. Las estaciones con una calidad biológica del agua similar a la de un estado natural sin perturbar (estado muy bueno), se

3. Aspectos ecológicos de la Directiva Marco del Agua

Nivel de calidad según elementos de calidad biológica Muy buena Buena Moderada Deficiente Mala Sin datos Límite de las cuencas principales Límite autonómico Embalses Cuencas internas Cuencas intercomunitarias

Figura 3.4. Análisis de la calidad biológica integrada (utilizando macroinvertebrados bentónicos, algas diatomeas y peces) en las cuencas internas de Catalunya. Datos de la Agencia Catalana del Agua (Documento IMPRESS, 2005).

sitúan en las cabeceras y zonas con poca actividad humana, mientras que la mayoría de tramos de ríos en estado moderado o deficiente, con aguas eutrofizadas, sobre todo aquellos tramos con vertidos de depuradoras y poco caudal natural para diluirlos, o tramos fluviales con sistemas de saneamiento insuficientes, se sitúan en los tramos bajos y cerca de las grandes concentraciones urbanas. En los tramos más bajos de los ríos encontramos los estados cualitativos más degradados, sobre todo en los tramos más urbanizados, el Besós y el Llobregat a los lados de Barcelona, el tramo bajo del Francolí, y del Anoia. En estos tramos habrá que analizar a conciencia la posibilidad y viabilidad real de mejora hasta el buen estado y, en el caso de que éste no sea posible, habrá que definir y adoptar la mejor calidad posible para cada lugar, lo que la DMA llama el potencial ecológico. La comunidad piscícola es la que probablemente ha sufrido un deterioro más acentuado y progresivo en los últimos años. Ciertas especies, como por ejemplo el leucisco cabezudo (Squalius cephalus),

o el espinoso (Gasterosteus gymnurus), han sufrido una recesión significativa en sus áreas de distribución, sobre todo en los últimos 50 años (Sostoa et al., 2003), y han proliferado especies invasoras como la carpa (Cyprinus carpio), el pez sol (Lepomis gibbosus), la bermejuela (Rutilus rutilus), el alburno (Albustus alburnus), o la perca americana (Micropterus salmoides), entre otras muchas, que han alterado la red trófica y los equilibrios del ecosistema. Actualmente, en Catalunya, existe una fauna de peces continentales de unas 47 especies, de las cuales 21 (un 45%) se consideran introducidas (datos más recientes no publicados indican que el porcentaje ha superado ya el 50%). Esta situación acontece no tan solo por la falta de calidad fisicoquímica que han sufrido muchos tramos fluviales y que, al recuperarse ligeramente ha propiciado la invasión de especies introducidas y de rápida colonización, sino también por la constante destrucción de los hábitats fluviales, la falta de caudales circulantes adecuados (sobre todo por la regulación de los ríos por embalses y la acción de les minicentrales), la ausencia de las crecidas periódicas, la contaminación de las aguas (Poff

65

La Directiva Marco del Agua en Catalunya

et al., 1997), y la falta de calidad de los bosques de ribera. Pero es preciso resaltar que, además de las condiciones favorables para la proliferación de especies invasoras, es preciso que alguien las introduzca o fomente esta práctica. La densidad de peces en la mayoría de ríos catalanes se encuentra, hoy en día, por debajo de los 1.000 individuos por hectárea, y tan solo algunas cabeceras o tramos fluviales bien conservados presentan densidades por encima los 10.000 ind./ha. (Sostoa et al., 2003). En una primera aproximación al análisis de la calidad fluvial en Catalunya mediante un índice de peces (índice IBICAT), sobre una muestra de 317 estaciones analizadas, 193 se consideraban impactadas (un 61%), y el resto, 124 estaciones básicamente situadas en las cabeceras del Fluvià, Ter y Tordera, y en las cuencas altas de los Noguera y el Segre (un 39%), presentaban un estado de calidad aceptable, es decir, con una buena estructura y composición taxonómica de la comunidad de peces. En cuanto a la calidad de las franjas ribereñas, los bosques de ribera, éstas también han sufrido una

severa degradación en los últimos años (figura 3.5). Desde el Departamento de Ecología de la UB, y con el apoyo del Servicio de Medio Ambiente de la Diputación de Barcelona, se está llevando a cabo el seguimiento de la calidad de los bosques de ribera en los principales ejes fluviales de la provincia de Barcelona desde 1998, utilizando el índice QBR. Simultáneamente, la Agencia Catalana del Agua ha recogido la información disponible del uso del índice QBR en diversos lugares de la geografía catalana estudiados por diversas organizaciones y entidades locales o supramunicipales, y se han muestreado algunas estaciones (figura 3.4, tabla 3.6). Los resultados nos muestran que casi un 70% de las estaciones estudiadas se encuentran en un estado no aceptable, y esta situación parece indicar una tendencia creciente en los últimos años, seguramente dadas las diversas actuaciones urbanísticas, ocupación del suelo más próximo a los ejes fluviales, realizaciones y canalizaciones ejecutadas para la ganancia de suelo urbanizable, o paso de servicios e infraestructuras lineales, o explotaciones forestales de ribera y extracciones de áridos muy poco

Niveles de calidad según QBR > 95 75 - 90 55 - 70 30 - 50 > 25 Red fluvial Límite de las cuencas principales Límite autonómico Embalses Cuencas internas Cuencas intercomunitarias

Figura 3.5. Calidad del bosque de ribera mediante el uso del índice QBR en las cuencas internas de Catalunya. Se muestran las estaciones analizadas con el color identificativo de cada nivel de calidad. Datos recopilados a partir de diversas fuentes (Agencia Catalana del Agua, 2005).

66

3. Aspectos ecológicos de la Directiva Marco del Agua

respetuosas. Tan solo un 10% de las estaciones analizadas se encuentran en un estado excelente o parecido a un estado natural (tabla 3.6). El análisis de los resultados indica lo elevado del esfuerzo que será necesario dedicar para mejorar esta situación y poder alcanzar el buen estado ecológico si se quieren cumplir las directrices europeas (DMA).

Estado de calidad

Estaciones analizadas

Porcentaje

Muy bueno

57

12

Bueno

99

19

Mediocre

125

24

Deficiente

127

25

Malo

104

20

Total

512

100

Tabla 3.6. Calidad del bosque de ribera mediante el uso del índice QBR en las cuencas internas de Catalunya. Se indica el número de estaciones dentro de cada nivel de calidad, así como los respectivos porcentajes. Datos recopilados a partir de diversas fuentes.

En cuanto a los lagos o estanques, existen diversos estudios y trabajos que nos acercan al conocimiento de la dinámica y funcionamiento de los ecosistemas leníticos catalanes, como es el caso de los estanques kársticos (Milagro y Gonzalvo, 1979), y en concreto el de Banyoles (Planas, 1973; Abellà, 1986; Bolós, 1986; Rieradevall y Prat, 1991; GarciaBertou y Moreno-Amich, 2002) y Montcortés (Margalef, 1950; Camps et al., 1986; Modamio et al.,

Elementos de análisis

1988), o los estanques del Pirineo (Ballesteros y García, 1988; Catalan et al., 1993; Ventura et al., 2000). Tanto los estanques alpinos como los estanques kársticos de Catalunya son sistemas generalmente oligotróficos, y eso delimita mucho la abundancia y composición del fitoplancton que podemos encontrar en ellos (Ventura y Catalan, 2003), por lo que, más que definir qué especies tiene que haber, especies que pueden variar mucho de un lugar a otro y a lo largo del año en un mismo lugar, lo que conviene es definir bien cuáles son las comunidades que no hay que encontrar, utilizando los indicadores adecuados. Es preciso no tener en cuenta las singularidades de cada uno de los estanques por separado y de manera individual, muy evidente en el caso de estanques cársticos donde el fitoplancton de cada uno de ellos es a menudo singular (e.g. Ceratium cornutum del estanque pequeño de Basturs), sino que se trata de establecer un valor de su estado de salud de manera integral. Por esta razón, es importante definir un indicador de cantidad apropiado, que normalmente suele ser la concentración de clorofila, acompañado de un indicador general de calidad que ponga de manifiesto un desvío sobre las condiciones de referencia (tabla 3.7). Las algas bentónicas presentan una menor estacionalidad que el fitoplancton, eso hace que el resultado no sea tan dependiente de muestrear en un momento u otro del año; en contra tienen que hay una elevada heterogeneidad espacial, lo cual hace más difícil coger muestras representativas. Otro elemento importante de la flora acuática son los macrófitos. En los estanques oligotróficos, al ser importante la penetración de la luz, éstos son fre-

Indicadores o métricas usadas

Elementos biológicos Fitoplancton (composición y abundancia;) Fitobentos (Diatomeas) Macrófitos Invertebrados Peces

Concentración de clorofila a, índice de grupos algales (Iga) Índice de diatomeas Riqueza de macrófitos, porcentaje de vegetación helofítica al litoral Índice de macroinvertebrados Riqueza de especies, especies introducidas

Elementos hidromorfológicos Fluctuaciones de profundidad

Medida relativa de la variación del nivel (en cm) en relación a un punto fijo del litoral. En los lagos se utiliza el umbral de vegetación terrestre

Elementos fisicoquímicos Transparencia Condiciones térmicas, de oxigenación y salinidad Estado de acidificación Estado de nutrientes

Disco de Secchi y turbiedad Temperatura, Oxígeno, TOC y Conductividad pH y Alcalinidad TP, SRP, TN, N-NO3, N-NO2, N-NH4

Tabla 3.7. Elementos de análisis e indicadores utilizados para el cálculo del estado ecológico en los lagos de Catalunya (Ventura y Catalán, 2003).

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La Directiva Marco del Agua en Catalunya

cuentes y constituyen un elemento de calidad; sin embargo, en los estanques alpinos su presencia se ve limitada en altitud, sobre todo por encima de 2.300 m. Finalmente, también es propio de algunos de estos estanques la presencia de un cinturón de vegetación helofítica en los bordes. Este aspecto, en los estanques alpinos, depende de múltiples factores y es muy difícil de considerar con la tipología general que se ha establecido. En cambio, es una característica fundamental de los estanques kársticos. En cuanto a la fauna piscícola, en los estanques alpinos ésta suele ser introducida (Miró y Ventura, 2003). Aunque desde un punto de vista de conservación éste es un aspecto muy negativo, desde una visión de estado ecológico, y en relación a la calidad del agua, esta afectación es menos grave, ya que en muchos casos es difícil poner de manifiesto las consecuencias de esta alteración en el ecosistema (Ventura y Catalán, 2003). El caso de los estanques kársticos es muy diferente, cada caso puede ser un mundo. El más estudiado ha sido el de Banyoles, y en él la introducción de especies ha sido una cons-

tante, siendo hoy en día las que dominan el poblamiento (Garcia-Bertou y Moreno-Amich, 2002), produciendo fuertes alteraciones en el medio. En general, se puede afirmar que el estado ecológico de los lagos de Catalunya es bueno (figura 3.6). La mayoría de estanques alpinos presentan un muy buen estado a pesar de que la mayoría tienen diversas especies de peces introducidos o translocados (Salmo trutta y Phoxinus phoxinus), excepto aquéllos que se utilizan para la generación hidroeléctrica (estado deficiente o malo). En cuanto a los estanques kársticos de Basturs, Montcortés y Banyoles, los tres presentan un estado bueno y se hace imprescindible su protección dada la singularidad de éstos. En cuanto a las zonas húmedas, existe relativamente poca información sobre la aplicación de índices biológicos en marismas y lagunas (Burton et al. 1999, Veraart 1999, Simon et al. 2000, Lillie et al. 2002, Pennings et al. 2002; Fano et al., 2003). Toda ella es muy reciente y a menudo limitada a ámbitos geográficos que poco tienen en ver con la climato-

Diagnosis del estado ecológico de los lagos de Catalunya

Muy bueno Bueno Mediocre Deficiente Malo Desconocido

Nota: En el Pirineo, el área coloreada corresponde a los lagos y sus cuencas hidrográficas.

Figura 3.6. Estado ecológico de los lagos alpinos y kársticos (> 0,5 ha) de Catalunya (datos de 2002) (Ventura y Catalán, 2003).

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3. Aspectos ecológicos de la Directiva Marco del Agua

logía mediterránea. En la Península Ibérica, Cirujano et al. (1992) propusieron el uso de la vegetación para la valoración de sistemas de marismas, que ha sido un referente hasta el momento, juntamente con otros trabajos a nivel estatal (Bayo et al., 2001) o internacional (Adamus et al., 2001). También a través del proyecto europeo ECOFRAME (Moss et al., 2003) se han propuesto metodologías para el análisis del estado cualitativo de las zonas húmedas. En Catalunya son escasos los estudios encaminados a la evaluación de la calidad del agua en marismas (p.e. Bach et al. 1998), y aún más los que proponen algún sistema de monitorización de la calidad del agua a partir de organismos acuáticos (Moreno-Amich et al. 1999). Desde la Agencia Catalana del Agua, en convenio con la Universidad de Girona, se han desarrollado dos índices para establecer el estado ecológico de las zonas húmedas: el índice QAELS (Calidad del Agua de Ecosistemas Leníticos Someros), que evalúa la calidad del agua a partir de la composición, riqueza y abundancia de invertebrados, y el índice ECELS (Estado de Conservación de Ecosistemas Leníticos Someros), que evalúa en qué condiciones se encuentra el conjunto del ecosistema (Quintana et al., 2004). Cada uno de estos índices aporta información complementaria sobre el estado ecológico. El índice QAELS se obtiene a partir de la combinación de dos índices previos: uno basado en la abundancia de taxones indicadores de cladóceros, copépodos y ostrácodos (índice ACCO), y otro basado en la riqueza de taxones de crustáceos e insectos presentes (índice RICO). El índice ACCO se calcula a partir de la abundancia relativa de los taxones indicadores de calidad (sensibles), que son diferentes para cada una de las tres tipologías de sistemas acuáticos. Para la obtención del índice ACCO se ha identificado un criterio para cada uno de los grupos resultantes de la tipificación. El índice RICO tiene en cuenta otra fracción de la comunidad (los macroinvertebrados) además de los microcrustáceos, y aporta información complementaria para la evaluación de la calidad del agua. Resoluciones taxonómicas a nivel de familia o superior no son adecuadas para el cálculo del índice ACCO, porque en una misma familia (en algunos casos, incluso dentro de un mismo género) se pueden encontrar especies que responden a situaciones muy diferentes de calidad del agua. Los valores de QAELS son variables en el tiempo, de acuerdo con la variabilidad intrínseca de los ecosistemas lenítics someros mediterráneos. Para co-

nocer la variación a lo largo del año de los valores QAELS en una masa de agua determinada, es preciso un muestreo con frecuencia mensual. Una aproximación al valor de QAELS de una masa de agua, empero, se puede obtener con cuatro muestreos estacionales. Si el objetivo del estudio es evaluar la calidad del agua de las zonas húmedas de un territorio, se propone realizar dos muestreos: uno a principios de primavera, y otro a finales. En las 91 zonas húmedas estudiadas en Catalunya (Quintana et al., 2004) se ha puesto de manifiesto un patrón diferente de la relación entre la calidad biológica del agua y el estado de conservación o calidad hidromorfológica en función de su tipología (tabla 3.8). Así, en las aguas talasohalinas el mayor número de masas de agua presenta calidad biológica del agua entre moderada y pésima (categorías de la III a la V) y un estado hidromorfológico muy bueno o bueno (categorías I y II). En esta misma tipología una única masa de agua ha presentado una calidad biológica “aceptable” y un estado hidromorfológico “deficiente”. En cambio, en la tipología de las aguas salobres o dulces permanentes o semipermanentes, un número importante de masas de agua han presentado una calidad biológica del agua “aceptable” y un estado hidromorfológico “deficiente”, mientras que han sido pocos los casos contrarios. La mayoría de las aguas salobres o dulces temporales presentan tanto una buena calidad del agua como un buen estado hidromorfológico. En este grupo es donde se ha observado una relación más alta entre la calidad del agua y el estado hidromorfológico, ya que en más de un 70% de los casos ambos aspectos han sido a la vez “correctos” o bien “incorrectos”. Es preciso mencionar que en las cuatro tipologías de zonas húmedas se han encontrado ambientes con muy buen estado ecológico. Las variaciones a lo largo del año de los valores del índice QAELS pueden ser muy amplias, especialmente en las masas de agua talasohalinas, donde se observan tres masas de agua que a lo largo del año varían entre las categorías I y V (Fra Ramon, Bassa del Pi, Reguerons), o nueve masas de agua (35%) que toman categorías entre I y IV o entre II y V a lo largo del año (tabla 3.8). Los valores correspondientes a mejor calidad se dan durante el otoño y el invierno, épocas en las que suele circular agua por la marisma. En verano, en cambio, se dan los valores de menor calidad, coincidiendo con los periodos de confinamiento, durante los cuales se concentra la mayor parte de los nutrientes que han entrado en estas masas de agua. En las masas de agua salobres-dulces permanentes o semipermanentes las variaciones de categoría no son tan amplias, si bien

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La Directiva Marco del Agua en Catalunya

Aguas talassohalinas (28 casos)

Aguas salob./dulces perm./semip. (39 casos)

Aguas salob./dulces temporales (24 casos)

QAELSe I / II & ECELS I / II

7 (25%)

9 (23%)

12 (50%)

QAELSe I / II & ECELS III / V

1

QAELSe III / V & ECELS I /II QAELSe III / V & ECELS III / V

(4%)

14 (36%)

2

(8%)

14 (50%)

4 (10%)

5 (21%)

6 (21%)

12 (31%)

5 (21%)

Tabla 3.8. Relación entre la calidad del agua y el estado de conservación de las masas de agua estudiadas. Se ha considerado como “aceptable” las categorías I y II, y como “deficiente” las categorías III, IV y V.

también se observa una masa de agua que toma valores entre la categoría I y V (Rec Madral en el puente medio) y tres masas de agua (9%) que toman categorías entre I y IV o entre II y V. Es difícil analizar la variabilidad en las balsas del grupo III, puesto que muchas de ellas son temporales y se dispone de un único muestreo. Aun así, la variabilidad en este grupo parece relativamente baja, como lo indican los rangos de variación de las masas de agua de las que se dispone de más de un muestreo. Ante esta variabilidad, que es fruto de los cambios estacionales de la concentración de nutrientes de las zonas húmedas y de los ciclos biológicos de los organismos, es preciso tener en cuenta que un único valor de QAELS medido al año puede no reflejar correctamente la calidad del agua. En este sentido, es preciso evitar la recogida de muestras en épocas en las que se produzcan cambios muy rápidos, como puede ser a lo largo de los días siguientes a un episodio de inundación o en los días inmediatamente anteriores a la desecación en marismas temporales. La determinación del índice QAELS se debe hacer de forma diferente si el objetivo perseguido es el estudio de la calidad del agua de una determinada balsa o si el índice se utiliza como uno de los descriptores de la evaluación ambiental de un territorio. Así, para asignar un único valor de QAELS a una masa de agua se proponen calcular el valor de QAELS una vez al mes a lo largo de un ciclo anual y asignar a cada masa de agua la mediana de los valores de QAELS obtenidos. Si por motivos de dificultad de muestreo se quiere reducir el número de muestras en el tiempo, se debe garantizar un mínimo de una muestra por estación. Si lo que se pretende, en cambio, es evaluar la calidad del agua del conjunto de balsas y lagunas de un territorio (p.e. EIN, municipio, comarca, o de toda Catalunya), se propone realizar dos muestreos al año, uno al inicio de la primavera y otro a finales de primavera (siempre evitando los momentos de máxima inundación y los momentos próximos a la sequía) y calcular el valor medio de QAELS. A fina-

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les de primavera también es el momento más adecuado para el cálculo del índice ECELS. En cuanto a los embalses, la Agencia Catalana del Agua, en convenio con la Universidad de Barcelona y la Universidad de Girona, ha analizado 21 (Armengol et al., 2003) para establecer los mecanismos y protocolos para el análisis integral del potencial ecológico y diagnosticar su estado de salud. De los estudios se concluye que el análisis de la clorofila, junto con la presencia y abundancia o densidad de carpas (Cyprinus carpio) son los elementos biológicos clave para determinar la calidad del sistema, junto con la medida de la turbiedad del agua, la concentración de oxígeno en el hipolimnio, y la concentración de fósforo total en el embalse (tabla 3.9). La presencia de especies exóticas introducidas en los embalses condiciona cada vez más la calidad del sistema ya que alteran la cadena trófica, desestructurando los equilibrios entre de-

Elementos de análisis

Indicadores o métricas usadas

Elementos biológicos Fitoplancton

Concentración de clorofila a Concentración de clorofila de cianófitos

Peces

Porcentaje de especies con anomalías CPUE de carpas litorales CPUE de carpas limnèticas

Elementos fisicoquímicos Transparencia

Profundidad del disco de Secchi

Condiciones de oxigenación

Porcentaje de saturación de oxígeno hipolimnético

Concentración de nutrientes

Fósforo total

Tabla 3.9. Elementos de análisis e indicadores utilizados para el cálculo del potencial ecológico en los embalses de Catalunya (Armengol et al., 2003).

3. Aspectos ecológicos de la Directiva Marco del Agua

4. Riesgo de incumplimiento de objetivos de la Directiva Marco del Agua. Retos y problemas en un futuro inmediato

predadores y presas, el zooplancton y el fitoplancton, y provocando floraciones de algas, algunos casos cianofíceas y generación de sustancias tóxicas (e.g. microcistinas, etc.) (Armengol, com. pers.). La calidad o potencial ecológico de los embalses catalanes muestra una gran variabilidad espacial, y también, en algunos casos, temporal (figura 3.7). En general, los embalses del Ebro presentan un buen estado junto con los de la Noguera Ribagorzana, mientras que en las cuencas internas (Llobregat, Ter y Muga) y el Noguera Pallaresa, la situación es más pesimista. Los embalses de Oliana (que recibe las aguas de Andorra) y San Llorenç de Montgai, presentan un estado deficiente, junto con el embalse de Rialb (a pesar de que este último presenta este estado al encontrarse recientemente inundado y en fase de maduración). En las cuencas internas de Catalunya, el embalse de Foix es el que presenta un peor estado de calidad, en el límite entre el estado mediocre y deficiente, y el embalse de Sau ha experimentado en los últimos años una notable mejora.

Escales

I

Noguera Pallaresa

Noguera Ribagorçana Canelles Santa Anna

IV

IV IV

IV

Para conocer los problemas que sufren nuestros ecosistemas fluviales, y mejorar el diseño y elaboración de medidas correctoras adecuadas que nos permitan alcanzar los objetivos de la Directiva Marco del Agua y el buen estado ecológico y químico antes de finales del 2015, la DMA, en su art. 5, establece que se elabore, para cada una de las demarcaciones hidrográficas, un análisis de presiones e impactos sobre las masas de agua, y la evaluación del riesgo de no alcanzar los objetivos marcados por la DMA. El análisis de presiones e impactos en las cuencas internas de Catalunya se ha realizado siguiendo las recomendaciones del Guidance Document No. 3 (CIS, 2003) y está reflejado en el documento IM-

Segre

Sant Antoni la Llosa IV Oliana del Cavall Terradets IV

IV

IV

Freser

Boadella

Ter la Baells

IV

IV

Rialb IV Sant Llorenç de Montgai

Sant Ponç Llobregat

Ter

VI

VI

Santa Fe Cardener

Segre

Susqueda

Sau

Camarasa IV

Muga

II Tordera Besòs Llobregat

Foix Riba-Roja

V

V Flix

Siurana

III Foix

III Riudecanyes

Óptimo-bueno

III

Mediocre

Ebro

Mar Mediterráneo

Deficiente

Tipos de embalses

0

50 km

I II III IV V VI

Figura 3.7. Potencial ecológico de los embalses analizados (datos 2002-2003) en Catalunya (Armengol et al., 2003). Los tipos de embalse corresponden a los descritos en la tabla 3.5.

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La Directiva Marco del Agua en Catalunya

Riesgo de incumplimiento de la DMA Nulo Bajo Medio Elevado

Figura 3.8. Tramos fluviales (masas de agua) con riesgo de incumplimiento de objetivos de la DMA a partir del análisis de presiones e impactos sobre las masas de agua fluviales en las cuencas catalanas. (Agencia Catalana del Agua, 2005).

a)

b)

Sin datos Riesgo nulo Riesgo bajo Riesgo medio Riesgo elevado

Figura 3.9. Riesgo de incumplimiento según el análisis de presiones (a) y el análisis de impactos (b).

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3. Aspectos ecológicos de la Directiva Marco del Agua

PRESS de la DMA (Agencia Catalana del Agua, 2005). Así, se ha valorado el riesgo que sufren ciertos tramos fluviales a partir de las presiones valoradas como significativas, teniendo en cuenta la magnitud de la presión y la susceptibilidad o vulnerabilidad del medio receptor (el tipo fluvial y capacidad para soportar la presión), y mediante un análisis de los impactos medidos en el medio (utilizando indicadores biológicos, hidromorfológicos y fisicoquímicos) se puede concretar la repercusión de las presiones sobre el ecosistema. De ambos análisis se puede concretar el riesgo de no alcanzar los objetivos marcados por la Directiva Marco del Agua, valorándolos en riesgo elevado, medio, bajo o nulo (figura 3.8). Los tramos fluviales (masas de agua) de colores amarillo (riesgo bajo) y calabaza (riesgo medio) indican que habrá que elaborar programas de medidas para compatibilizar la actividad humana con el buen estado de las masas de agua. Las masas de agua de color rojo (riesgo elevado) indican que habrá que hacer un mayor esfuerzo y un análisis de viabilidad de las medidas correctoras. Algunos de los tramos en rojo (riesgo elevado) son candidatos a ser declarados masas de agua fuertemente modificadas, en las cuales los niveles de calidad exigidos serán inferiores y ajustados a su potencial ecológico (tal como prevé la Directiva Marco del Agua). Algunas de las masas de agua identificadas con riesgo bajo o medio (colores amarillo y calabaza) pueden presentar un estado de calidad bueno o muy bueno (véase figura 3.8), lo cual significa una buena gestión de las presiones que soportan estos tramos fluviales, al menos en un año húmedo (datos de 2003). En estas masas de agua habrá que gestionar y controlar el riesgo, y analizar situaciones puntuales. El 40% de las masas de agua fluviales tienen un riesgo de incumplimiento elevado según el análisis de presiones, mientras que este porcentaje es del 9% según el análisis de impactos (figura 3.9). Con todo, la falta de datos en el análisis de impactos ha imposibilitado la evaluación del riesgo de incumplimiento en un 36% de las masas de agua. Las principales afectaciones detectadas en las cuencas catalanas y que pueden suponer un riesgo significativo de no alcanzar los objetivos marcados por la Directiva Marco del Agua y, por tanto, que habrá que actuar en el futuro mediante el programa de medidas correspondiente, se podrían sintetizar en los siguientes puntos: • Elevada densidad de tomas y esclusas, derivación para minicentrales hidroeléctricas y alteración del

régimen de caudales. Son necesarios los planes zonales de implantación de caudales ambientales, la compatibilidad con usos y la producción hidroeléctrica sostenible, planes de gestión de los recursos, gestión de la demanda, y normas de explotación de embalses. • Degradación hidromorfológica, desaparición del bosque de ribera y alteración morfodinámica. Pérdida de hábitats fluviales y ocupación de zonas inundables. Habrá que implantar planes o programas de restauración hidromorfológica y protección de riberas, y planificación del espacio fluvial y zonas inundables (PEF), (incidencia en el planeamiento territorial). • Vertidos puntuales biodegradables e industriales en tramos fluviales sensibles. (Revisión del Plan de Saneamiento de Catalunya. Implantación de tratamientos terciarios más eficientes y medidas correctoras en origen). • Contaminación difusa, excedentes de nitrógeno de origen ganadero y herbicidas (contaminantes orgánicos) de origen agrario. (Control en las aplicaciones de nitrógeno y herbicidas en explotaciones agrarias. Control de deyecciones ganaderas). • Muy baja calidad de la población piscícola. Fuerte introducción de especies alóctonas e invasoras y pérdida de hábitats fluviales. (Programa de control y erradicación de especies invasoras, y restitución de hábitats fluviales). • Baja calidad biológica de los tramos medios y bajos de los principales ejes fluviales. (Programa de reutilización de aguas regeneradas. Mejora de los efluentes, programa de tratamiento de descargas de sistemas unitarios, programa de control de sustancias prioritarias). • Elevada sensibilidad a las sequías dada la concentración de captaciones de agua superficial en tramos fluviales concretos (Plan de abastecimiento de Catalunya).

5. Conclusiones La Directiva Marco del Agua tiene la virtud de integrar en un mismo ámbito de gestión (el Distrito de Cuenca Fluvial o Demarcación Hidrográfica) las aguas superficiales, las subterráneas, las costeras y las marinas que están influenciadas por las aguas continentales de este distrito. La correcta implantación de los conceptos y disposiciones establecidos por la DMA deviene un complejo organigrama de actuaciones para conseguir las herramientas necesarias y los criterios adecuados para la nueva gestión del agua, basada en concep-

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La Directiva Marco del Agua en Catalunya

tos de sostenibilidad tanto bajo el punto de vista ambiental, como económico, mantenimiento de los recursos hídricos, y plena transparencia y participación ciudadana en los futuros planes y programas de gestión. El estado ecológico de los sistemas acuáticos es una nueva herramienta para la medida de la afectación humana sobre los sistemas naturales que nos proporciona la nueva Directiva Marco del Agua (2000/60/CE), y que ya ha sido recogida en la Ley de Ordenación, Gestión y Tributación del Agua (Ley 6/1999) en Catalunya. El Estado Ecológico nos mide, de manera íntegra, el funcionamiento y la salud del ecosistema y nos proporciona un referente para su gestión y recuperación. Los programas de medidas que tiene que contemplar el nuevo plan de gestión (Plan Hidrológico) para alcanzar los objetivos de la Directiva Marco del Agua (plan que habrá que redactar antes del 2009), tienen que permitir alcanzar el buen estado ecológico lo más tarde antes del finales de 2015 y, por tanto, el análisis y sensibilidad del medio receptor se transforma en el elemento clave y condicionador de las medidas a implantar. Es preciso tener en cuenta, como contempla la Directiva Marco del Agua, que para la definición de las medidas más adecuadas, convendrá efectuar antes un análisis coste/eficiencia de éstas, lo cual provocará que algunas de las medidas previstas “a final de conducción” se puedan ver desplazadas por medidas preventivas y de actuación en origen. Concentrar el tratamiento al final del proceso puede resultar excesivamente costoso, y poco eficiente si lo comparamos con los resultados obtenidos de mejora y recuperación del medio. En el marco de la planificación integrada del agua, el Plan Nacional de Gestión Sostenible del Agua (anunciado por el Consejero de Medio Ambiente y Vivienda de la Generalitat de Catalunya), habrá que analizar y valorar los futuros programas de medidas para alcanzar los objetivos marcados por la Directiva Marco del Agua, lo cual tiene que comportar un cambio importante en la estrategia y uso de los recursos y de los espacios asociados a los ecosistemas acuáticos, compatibilizando una buena salud del medio con el uso del agua como recurso. Los estudios realizados hasta ahora por la ACA (sintetizados en el documento IMPRESS) son un documento importantísimo para poder elaborar en el futuro un plan de gestión siguiendo las pautas de la DMA (estos estudios se pueden encontrar en la WEB de la ACA, http:// www.gencat.net/aca).

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