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Establecimiento de objetivos de calidad relativos a indicadores fisicoquímicos generales en los ríos de la de la CAPV

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INDICE

1. INTRODUCCIÓN ..................................................................................................................................5 2. OBJETIVO .......................................................................................................................................10 3. CLASIFICACIÓN DEL ESTADO ECOLÓGICO SEGÚN LA DIRECTIVA 2000/60/CE .............................................11 4. SISTEMA DE CALIFICACIÓN DEL ESTADO FISICOQUÍMICO GENERAL .............................................................13

4.1. INTRODUCCIÓN ...........................................................................................................................13 4.2. TIPOS DE MASAS DE AGUA SUPERFICIAL DE LA CATEGORÍA RÍOS EN LA CAPV .......................................14 4.3. CONDICIONES DE REFERENCIA.......................................................................................................18

4.3.1 DEFINICIONES ........................................................................................................................ 18 4.3.2 MÉTODOS PARA DETERMINACIÓN DE CONDICIONES DE REFERENCIA. ......................................... 19

4.4. SELECCIÓN DE VARIABLES............................................................................................................20 4.4.1 MÉTRICAS INDIVIDUALES ......................................................................................................... 20 4.4.2 ÍNDICE MULTIMÉTRICO............................................................................................................. 21

4.5. SELECCIÓN DE ESTACIONES DE REFERENCIA....................................................................................35 4.5.1 CRITERIOS REFCOND.......................................................................................................... 35 4.5.2 CRITERIOS GIG CENTRAL BÁLTICO......................................................................................... 35 4.5.3 CRITERIOS ADAPTADOS A LA INFORMACIÓN DISPONIBLE EN LA CAPV ........................................ 42 4.5.4 ESTACIONES DE REFERENCIA SELECCIONADAS......................................................................... 47

4.6. ESTABLECIMIENTO DE LÍMITES ENTRE ESTADOS DE CALIDAD ...............................................................48 5. RESULTADOS ..................................................................................................................................50

5.1. MÉTRICAS INDIVIDUALES ..............................................................................................................50 5.1.1 DEMANDA BIOLÓGICA DE OXÍGENO 5 DÍAS (DBO5).................................................................. 51 5.1.2 DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (DQO) ................................................................................. 52 5.1.3 AMONIO (2AM) ...................................................................................................................... 53 5.1.4 NITRATO (2NA)...................................................................................................................... 54 5.1.5 NITRÓGENO TOTAL (NT) ......................................................................................................... 55 5.1.6 FÓSFORO TOTAL (PT)............................................................................................................. 56 5.1.7 ORTOFOSFATO (PO4) ............................................................................................................ 57 5.1.8 OXÍGENO DISUELTO (OD) ....................................................................................................... 59 5.1.9 SATURACIÓN DE OXÍGENO (%O2) ........................................................................................... 60 5.1.10 PH......................................................................................................................................... 62 5.1.11 DISCUSIÓN DE LOS RESULTADOS ............................................................................................. 63

5.2. ÍNDICE MULTIMÉTRICO IFQ-R .......................................................................................................70 6. OBJETIVOS AMBIENTALES ZONAS PROTEGIDAS. CATEGORÍA RÍOS.............................................................72 7. CONCLUSIONES ...............................................................................................................................73 8. REFERENCIAS..................................................................................................................................75


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1. INTRODUCCIÓN

El documento que aquí se presenta tiene como objetivo el Establecimiento de objetivos de calidad relativos a indicadores fisicoquímicos generales en los ríos de la de la Comunidad Autónoma del País Vasco1 siguiendo las indicaciones de la Directiva 2000/60/CE del Parlamento Europeo y del Consejo de 23 de octubre de 2000 por la que se establece un marco comunitario de actuación en el ámbito de la política de aguas, y por tanto, como contribución al Proyecto de Plan Hidrológico de la Demarcación de las cuencas Internas del País Vasco y como base para la correcta elaboración del Programa de Medidas.

En el artículo 174 del Tratado Constitutivo de la Comunidad Europea, se establece que la política de la Comunidad en el ámbito del medio ambiente contribuirá a alcanzar entre otros los siguientes objetivos: la conservación, la protección y la mejora de la calidad del medio ambiente y la utilización prudente y racional de los recursos naturales.

En relación con este artículo del Tratado, la primera oleada legislativa en materia de protección y mejora de las aguas comunitarias se dio en los años 70 mediante una serie de Directivas sobre objetivos de calidad y control de emisiones. Estas directivas en general presentaban planteamientos de protección y mejora de las aguas en función de usos del agua. Así se aprobaron entre otras las siguientes directivas:

• Directiva 75/440/CEE del Consejo, de 16 de junio de 1975, relativa a la calidad requerida para las aguas superficiales destinadas a la producción de agua potable en los Estados miembros.

• Directiva 78/659/CEE del Consejo, de 18 de julio de 1978, relativa a la calidad de las aguas continentales que requieren protección o mejora para ser aptas para la vida de los peces.

• Directiva 79/923/CEE del Consejo, de 30 de octubre de 1979, relativa a la calidad exigida a las aguas para cría de moluscos

• Directiva 80/68/CEE del Consejo, de 17 de diciembre de 1979, relativa a la protección de las

1 Memoria del proyecto Establecimiento de objetivos de calidad relativos a indicadores fisicoquímicos generales en los ríos de la de la Comunidad Autónoma del País Vasco (Exp: 066-2007). Empresa adjudicataria ANBIOTEK S.L

aguas subterráneas contra la contaminación causada por determinadas sustancias peligrosas, y

• Directiva 76/464/CEE del consejo, de 4 de mayo de 1976, relativa a la contaminación causada por determinadas sustancias peligrosas vertidas en el medio acuático de la comunidad.

Posteriormente, en las conclusiones del seminario ministerial sobre la política de aguas de la Comunidad, celebrado en Francfort en 1988, se puso de manifiesto la necesidad de una legislación comunitaria que aborde la calidad ecológica. El Consejo, en su Resolución de 28 de junio de 1988, solicitaba a la Comisión que presentara propuestas para mejorar la calidad ecológica de las aguas superficiales comunitarias.

Mas tarde, en la declaración del seminario ministerial sobre aguas subterráneas, celebrado en La Haya en 1991, se reconocía la necesidad de adoptar medidas para evitar el deterioro a largo plazo de los aspectos cualitativos y cuantitativos de las aguas dulces y se solicitó la aplicación de un programa de medidas antes del año 2000 encaminado a lograr la gestión sostenible y la protección de los recursos hídricos.

Considerando que las aguas de la Comunidad están sometidas a la creciente presión que supone el continuo crecimiento de la demanda de agua de buena calidad en cantidades suficientes para todos los usos; el 10 de noviembre de 1995, en su Informe «El medio ambiente en la Unión Europea, 1995», la Agencia Europea del Medio Ambiente presentó un estudio actualizado sobre el estado del medio ambiente en el que se confirmaba la necesidad de tomar medidas para proteger las aguas comunitarias tanto en términos cualitativos como cuantitativos.

El 18 de diciembre de 1995, el Consejo adoptó unas Conclusiones en las que exigía, entre otras cosas, la elaboración de una nueva Directiva marco que estableciera los principios básicos de una política de aguas sostenible en la Unión Europea e invitaba a la Comisión a que presentara una propuesta.

El 21 de febrero de 1996, la Comisión adoptó una Comunicación al Consejo y al Parlamento Europeo


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relativa a la política de aguas de la Comunidad Europea, en la que se enunciaban los principios de una política de aguas de la Comunidad.

El 9 de septiembre de 1996, la Comisión presentó una propuesta de Decisión del Parlamento Europeo y del Consejo relativa a un programa de acción para la gestión y la protección integradas de las aguas subterráneas. En dicha propuesta la Comisión subrayaba la necesidad de establecer procedimientos normativos para la extracción de agua dulce y de seguimiento de la cantidad y calidad de las aguas dulces.

El Consejo, el 25 de junio de 1996, el Comité de las Regiones, el 19 de septiembre de 1996, el Comité Económico y Social, el 26 de septiembre de 1996, y el Parlamento Europeo, el 23 de octubre de 1996, solicitaron a la Comisión que presentara una propuesta de Directiva del Consejo que estableciera un marco para una política europea de aguas.

Así el 22 de diciembre de 2000 fue publicada en el Diario Oficial de la Unión Europea la Directiva 2000/60/CE del Parlamento Europeo y del Consejo, de 23 de octubre de 2000, por la que se establece un marco comunitario de actuación en el ámbito de la política de aguas.

Los principios básicos del espíritu de esta Directiva y su significación novedosa ya quedan evidenciados desde el considerando primero -"el agua no es un bien comercial como los demás, sino un patrimonio que hay que proteger, defender y tratar como tal.

La Directiva 2000/60/CE recoge los objetivos y finalidades de la legislación anterior relativa a la calidad de las aguas, y las engloba en una visión integradora de los sistemas acuáticos, con un enfoque combinado y desde un punto de vista ecosistémico. Así, promueve que las limitaciones en el uso del agua, el control de los vertidos y de las actividades que pueden causar impactos en los ecosistemas acuáticos se realicen a partir de un análisis integrado del medio acuático considerando tanto los elementos fisicoquímicos adecuados para el mantenimiento de una buena calidad, como el buen estado de las comunidades biológicas presentes y de la calidad de la estructura del hábitat.

En el artículo 4 de la Directiva 2000/60/CE se establecen una serie de objetivos ambientales que

serán de obligado cumplimiento en el año 2015 para conseguir una adecuada protección de las aguas.

Así para las aguas superficiales, salvo cuando éstas incurran en determinadas situaciones de excepción, se plantea la consecución de los siguientes objetivos ambientales:

• prevenir el deterioro del estado de todas las masas de agua superficial,

• proteger, mejorar y regenerar todas las masas de agua superficial con objeto de alcanzar un buen estado de las aguas superficiales,

• proteger y mejorar el estado de todas las masas de agua artificiales y muy modificadas para lograr un buen potencial ecológico y un buen estado químico;

• y reducir progresivamente la contaminación procedente de sustancias prioritarias e interrumpir o suprimir gradualmente los vertidos, las emisiones y las pérdidas de sustancias peligrosas prioritarias.

En su artículo 2 la Directiva 2000/60/CE define los siguientes conceptos relevantes a los efectos de definición de objetivos ambientales en las aguas superficiales:

• Estado de las aguas superficiales: “la expresión general del estado de una masa de agua superficial, determinado por el peor valor de su estado ecológico y de su estado químico”

• Buen estado de las aguas superficiales: “el estado alcanzado por una masa de agua superficial cuando tanto su estado ecológico como su estado químico son, al menos, buenos”.

• Estado ecológico: “una expresión de la calidad de la estructura y funcionamiento de los ecosistemas acuáticos asociados a las aguas superficiales, que se clasifica de acuerdo con arreglo al anexo V de la Directiva 2000/60/CE”. En dicho anexo se define buen estado ecológico, como el estado que se da cuando “los valores de los indicadores de calidad biológicos correspondientes al tipo de masa de agua superficial muestran valores bajos de distorsión causada por la actividad humana, pero sólo se desvían ligeramente de los valores normalmente asociados con el tipo de masa de agua superficial en condiciones inalteradas”.


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• Buen estado químico de las aguas superficiales: “el estado químico necesario para cumplir los objetivos ambientales para las aguas superficiales, es decir, el estado químico alcanzado por una masa de agua superficial en la que las concentraciones de los contaminantes no superan normas de calidad medioambiental”.

• Norma de calidad medioambiental: “la concentración de un determinado contaminante o grupo de contaminantes en el agua, los sedimentos o la biota, que no debe superarse en aras de la protección de la salud humana y el medio ambiente”.

Por tanto, en la Directiva 2000/60/CE se relega el concepto de calidad de las aguas derivado de legislación anterior y se introduce el término de estado en sentido ecológico. Llegar al buen estado ecológico y químico de las aguas superficiales constituye uno de sus objetivos ambientales principales. Estos objetivos ambientales implican que los diferentes indicadores del estado no deben apartarse significativamente de las condiciones naturales, es decir, la consecución de un buen estado ecológico o un buen potencial ecológico.

Figura 1 Enfoques legislativos de la Directiva 2000/60/CE

Para la determinación del estado ecológico de las aguas superficiales, en el anexo V de la Directiva 2000/60/CE se hace referencia a:

• Indicadores biológicos.

• Indicadores hidromorfológicos que afectan a los indicadores biológicos.

• Indicadores químicos y fisicoquímicos que afectan a los indicadores biológicos.

Para la determinación del estado químico de las aguas superficiales, en el anexo V de la Directiva 2000/60/CE se hace referencia a:

• los contaminantes específicos, a los que se les asocia normas de calidad.

• Las condiciones fisicoquímicas generales específicas de cada tipología tales como, condiciones térmicas, condiciones de oxigenación, salinidad, estado de acidificación y condiciones en cuanto a nutrientes, a los que se les asocia valores de referencia.

En el anexo V de la Directiva 2000/60/CE se da una valoración subjetiva de las condiciones

fisicoquímicas generales a la hora de encuadrarlas en un estado u otro. Esta se puede resumir como condiciones coherentes con la consecución de los valores especificados para los indicadores de calidad biológicos, pero no establece claramente sistemas de control o calificación de estado equiparables a los biológicos.

La clasificación del estado fisicoquímico o estado relativo a condiciones fisicoquímicas ha sido un aspecto poco desarrollado dentro de la Directiva 2000/60/CE, y que, incluso en algunos grupos de trabajo de la Estrategia Europea de Implementación de la Directiva 2000/60/CE ha quedado un tanto “de lado”.

La propia Directiva 2000/60/CE parece dar una menor importancia a los indicadores fisicoquímicos e hidromorfológicos, al considerarlos de apoyo a los indicadores biológicos.

Sin embargo, según lo indiciado en el punto 1.4.2 del Anexo V, para las categorías de aguas superficiales, la clasificación del estado ecológico de la masa de agua estará representado por el peor de los valores de los resultados del control biológico y


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fisicoquímico de los correspondientes indicadores de calidad. Eso evidentemente implica que conviene contemplar y aplicar los indicadores no biológicos con buen criterio, ya que de lo contrario podrían establecerse clasificaciones erróneas.

Debemos recordar que una clasificación excesivamente exigente de los indicadores físico-químicos puede suponer una penalización general del estado ecológico de las masas de agua, lo cual, a su vez, podría interpretarse como un empeoramiento y quizás como un déficit en el cumplimiento de los objetivos de calidad, con las consecuencias que esto podría tener en los planes de gestión.

En general, si un sitio se clasifica incorrectamente en una clase de mejor estado que el real significa que puede darse un deterioro que no va a ser detectado; mientras que en la situación contraria se puede provocar un gran esfuerzo inversor en programas de control y programas de medidas correctoras para mejorar su estado, aunque pudieran ser innecesarias.

Por ello, conviene que los aspectos relativos a la clasificación del estado a partir de las condiciones fisicoquímicas generales y la asignación de objetivos ambientales relacionados sean trabajados, discutidos y desarrollados convenientemente para no dar lugar a clasificaciones de estado erróneas.

En el ámbito de la Comunidad Autónoma del País Vasco se cuenta con antecedentes interesantes en el estudio de los ríos y su clasificación en función de la calidad fisicoquímica y/o ecológica. Estos antecedentes se convierten en herramientas básicas para que el establecimiento de objetivos ambientales relativos a condiciones fisicoquímicas generales sean coherentes con la realidad de nuestras aguas.

En 1990 la Viceconsejería de Medio Ambiente publica un libro “Limnología de los ríos de Bizkaia: teorías, aplicaciones e implicaciones biológicas” 2 que recogía un estudio sobre las implicaciones del componente fisicoquímico en la biología o componente biológico de nuestras aguas superficiales fluviales. El trabajo recogía estos aspectos fisicoquímicos de un proyecto más ambicioso llevado a cabo entre 1985-1987 por la Diputación Foral de Bizkaia denominado “Estudio de caracterización

2 G. de Bikuña,B.& L. Docampo, 1990. Limnología de los ríos de Bizkaia: Teoría, aplicaciones e implicaciones biológicas. Servicio central de publicaciones del Gobierno Vasco, 200pp

fisicoquímica y biológica de la Red Hidrográfica de Bizkaia”.

En 1992, el Gobierno Vasco publicaba el estudio de “Caracterización Hidrobiológica de la Red Fluvial de Álava y Gipuzkoa”, en el que se realizaron investigaciones encaminadas a conocer y analizar los valores de diversas condiciones fisicoquímicas del ambiente fluvial, junto con otros aspectos climáticos y fisiográficos de las cuencas fluviales. También era descrito el componente biológico que se utilizaba para la caracterización biótica, relacionando estos datos con los abióticos. Por otra parte, se realizó un estudio de la población de peces, macrófitos, etc., así como la determinación de especies y comunidades indicadoras, proponiendo una metodología para la evaluación de la calidad biológica de las aguas fluviales de la Comunidad Autónoma del País Vasco, clasificando los diferentes tramos fluviales en función de la calidad biológica.

Tomando como punto de partida dichos estudios, el entonces Departamento de Urbanismo, Vivienda y Medio Ambiente decidió abordar en el año 1993 los trabajos de definición y puesta en marcha de “Red de Vigilancia de la Calidad de las Aguas y del Estado Ambiental de los Ríos de la CAPV”. Por otro lado, otros gestores, como la Diputación Foral de Guipúzcoa, comenzaban asimismo una serie de estudios globales sobre las aguas superficiales por lo que para principios de los 90 se disponía de un conocimiento previo de los sistemas fluviales muy completo.

Las Redes de vigilancia se concibieron con el objetivo de contar con un instrumento imprescindible para llevar a cabo una correcta planificación y ha seguido de cerca los criterios que se estaban planteando desde la normativa europea a lo largo de los años de gestación de la Directiva 2000/60/CE.

Este ha sido el referente que ha ido marcando todas y cada una de las mejoras que se han ido incorporando a las redes de vigilancia, fruto de lo cual la CAPV cuenta con una red de vigilancia dispuesta a cumplir los objetivos de la Directiva 2000/60/CE. Además, en estas redes de vigilancia se aúnan metodologías tradicionales para la determinación de las características fisicoquímicas y microbiológicas de las aguas e indicadores que procesan estas concentraciones en índices de calidad, junto con la aplicación de metodologías biológicas tendentes a


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caracterizar el estado ambiental y la calidad ecológica de los ríos, lagos y zonas húmedas, estuarios y aguas litorales de la CAPV, siendo ésta pionera en la caracterización biológica de los sistemas acuáticos.

Esta información junto a otros estudios deben permitir cumplir con la exigencia del artículo 13 de la Directiva 2000/60/CE que indica que antes del 22 de diciembre de 2009 deben ser aprobados los Planes Hidrológicos de cuenca. En el anexo VII de la Directiva 2000/60/CE se indica la información que deben incluir dichos plantes hidrológicos.

Así se establece en el artículo 13 Directiva 2000/60/CE que antes del 22 de diciembre de 2009 deben ser aprobados los Planes Hidrológicos de cuenca adaptados a esta directiva.

En el anexo VII de la Directiva 2000/60/CE se indica la información que deben incluir dichos plantes hidrológicos. Así se indica que para aguas superficiales deben estar, entre otros, los siguientes elementos de información:

• identificación de las condiciones de referencia para los tipos de masas de agua superficiales.

• Una lista de los objetivos medioambientales establecidos en el artículo 4 para las aguas

superficiales, las aguas subterráneas y las zonas protegidas.

• Un resumen del programa o programas de medidas adoptado en virtud del artículo 11 que incluya los modos de conseguir los objetivos establecidos con arreglo al artículo 4.

La aplicación de la Directiva 2000/60/CE se plantea como un proceso cíclico de largo plazo cuyo primer ciclo culmina en 2015, primer horizonte para la consecución de los objetivos medioambientales señalados. Lógicamente el programa o programas de medidas que se plasmen en el Plan Hidrológico tendrán naturaleza diferente en función de los objetivos ambientales planteados, entre ellos los objetivos relativos a las condiciones fisicoquímicas generales.

Además, y en aplicación de la Ley 1/2006 de 23 de Junio, de Aguas, del País Vasco, adquiere carácter propio el Programa de Medidas, el cual debe recoger los mecanismos necesarios para lograr los objetivos generales de la Directiva 2000/60/CE y los específicos relativos a la Demarcación de las cuencas Internas del País Vasco.


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2. OBJETIVO

Se plantean como objetivos a desarrollar en este informe los siguientes:

• Establecimiento de las condiciones de referencia específicas de tipo para las variables asociadas a los indicadores de calidad fisicoquímica general.

• Desarrollo de una metodología de cálculo del componente fisicoquímico coherente con las definiciones normativas de la Directiva 2000/60/CE y con los procedimientos establecidos por los grupos de trabajo de implementación.

• Establecimiento de Clases de calidad que posibilite el cálculo del estado fisicoquímico que participa en el cálculo del estado ecológico.

• Establecimiento de Objetivos ambientales derivados de las marcas de clase de calidad, es decir, la que se establece como límite entre la clase de estado Moderado y Bueno.

Como estrategia de trabajo se plantean las siguientes etapas:

• Selección de variables relacionadas con los indicadores fisicoquímicos generales (Anexo V, Directiva 2000/60/CE), en especial las que mejor reflejan la influencia de la actividad humana.

• A partir de los datos disponibles en la Red de seguimiento de la calidad de las masas de agua superficial de la CAPV, realizar análisis estadísticos para obtener una aproximación a las condiciones de referencia de los indicadores fisicoquímicos generales que afectan a los

indicadores biológicos, con carácter general o por tipología.

• Diseño de un sistema de clasificación de los indicadores fisicoquímicos generales que afectan a los indicadores biológicos, de tal forma que se refleje el grado de divergencia respecto a condiciones de referencia; y que sea comparable a los sistemas empleados en los indicadores biológicos en el marco de la Directiva 2000/60/CE.

• Establecimiento de propuesta de objetivos ambientales de los indicadores fisicoquímicos generales tanto como valor asociado al sistema de clasificación planteado en el punto anterior como valores individuales para las variables seleccionadas en el primer punto.

• Contraste con otras Directivas Europeas sobre calidad de aguas tales como la Directiva 75/440/CEE y 78/659/CEE… y estima de valores individuales de otras variables no seleccionadas en el primer punto y que sean considerados indicadores fisicoquímicos generales que afectan a los indicadores biológicos según el Anexo V de la Directiva 2000/60/CE.

• Establecimiento de objetivos ambientales específicos para los tramos de ríos incluidos en el Registro de Zonas Protegidas correspondiente al Informe Relativo a los Artículos 5 y 6 de la Directiva Marco del Agua 2000/60/CE para el conjunto de la Comunidad Autónoma del País Vasco


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3. CLASIFICACIÓN DEL ESTADO ECOLÓGICO SEGÚN LA DIRECTIVA 2000/60/CE

Las definiciones normativas del anexo V de la Directiva 2000/60/CE no arrojan mucha luz sobre cómo establecer el estado ecológico y químico y lo más básico que se extrae del texto de la Directiva 2000/60/CE es que el estado debe calcularse como referencia a un estado inalterado y además que este estado inalterado tiene que fijarse respecto de cada tipo o tipología establecida.

Por ello, todo el proceso de implementación de la Directiva 2000/60/CE, proceso enormemente complejo, está siendo definido y estructurado por Grupos de trabajo que se han formado para este cometido.

El Working Group 3.4 (REFCOND) ha sido el encargado de, entre otros temas, definir como intervienen los elementos fisicoquímicos de calidad en la clasificación del estado ecológico. Este punto en concreto, está siendo llevado a cabo por el grupo de trabajo del CIS encargado del programa Estado Ecológico (ECOSTAT), y se recogerá en una guía específica. Este grupo, en el año 2003, definía su labor en los siguientes términos: “Debe desarrollarse un método de comparación de los resultados de monitorización obtenidos con la físico-química y los componentes biológicos del sistema, la importancia

de la físico-química en la determinación de un estado ecológico muy bueno o bueno y, en el funcionamiento del ecosistema. Las condiciones físico-químicas de referencia deben ser comunes a los tipos de agua europeos de las mismas características y calidad, deben permitir también comparar los sitios de referencia con otros de menor calidad”

Además, “los contaminantes específicos están recogidos en el EQS de sustancias prioritarias (Art 16(7)), donde también se define el “Buen estado químico” (cf. Art. 2). El “buen estado químico” no asegura una buena calidad del sistema, porque para ello es necesario que también exista un buen estado ecológico del sistema. Es necesario estudiar la relación entre el estado químico y ecológico y hacer un listado con las sustancias que no alteren unas condiciones buenas del agua. La determinación de sustancias prioritarias será llevado a cabo por EAF, y el estudio de la relación entre estado ecológico y químico lo desarrollará un grupo de trabajo del estado ecológico (ECOSTAT) del CIS”.

Uno de los métodos que sí estableció la Directiva 2000/60/CE es cómo participa el Estado fisicoquímico en el cálculo del estado ecológico. (Figura 2).

Figura 2 Indicación de los papeles relativos de los elementos de calidad biológica, hidromorfológica y

fisicoquímica en la clasificación del estado ecológico de acuerdo con las definiciones normativas del Anexo V:1.2 (Nota: -figura reproducida de los documentos guía REFCOND y COAST)


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Según la Directiva 2000/60/CE, el componente con mayor peso específico en la determinación del estado ecológico son los elementos biológicos siendo el componente químico e hidromorfológico determinante únicamente para la determinación del Muy buen estado o del Buen estado.

Un sistema con el componente biológico en un estado de menor calidad que el Bueno adquiere siempre la clasificación que tome por el componente biológico, por ello el componente químico solo es necesario para discernir entre el Muy Buen estado y el Buen estado y para separar, y esto es lo más importante, entre la consecución de los objetivos ambientales (buen estado) y el no cumplimiento de los mismos y por ende el no cumplimiento de la Directiva 2000/60/CE (estados inferiores al Bueno).

En la valoración del estado químico la primera cuestión es la clasificación del estado fisicoquímico general que modifica su estatus según las concentraciones detectadas de contaminantes específicos para los que se tiene en cuenta tanto si aparecen o no, y si se encuentran, si superan las normas de calidad establecidas.

Como regla general un Muy Buen estado sería aquel en el que no existen alteraciones antropogénicas de los valores de calidad fisicoquímica e hidromorfológicas correspondientes al tipo de masa o existen alteraciones “de muy escasa importancia” y además, el componente biológico refleja valores asociados normalmente al tipo en condiciones inalteradas y no muestra indicios de distorsión o ésta es mínima, es decir, estarían presentes las comunidades específicas del tipo. El Buen estado se define por aquel en que los valores de distorsión respecto al de referencia son bajos.

Implícitamente, estas definiciones nos llevan a la determinación de condiciones de referencia específicas del tipo y al concepto de EQR (Ecological Quality Ratio), puntales del sistema de clasificación planteado por la Directiva 2000/60/CE.

Las calificaciones del estado ecológico se tienen que expresar como medidas de la desviación respecto a condiciones más o menos inalteradas. Este grado de desviación se determina mediante el correspondiente EQR o Cociente de calidad ecológica (Figura 3).

Estado ecológico (Ei)EQR = -------------------------

Estado referencia (E0) Figura 3 Ecological Quality Ratio

El EQR adquiere valores entre 0-1. Esa banda hay que dividirla en 5 grupos que engloban desde el más alto valor ecológico, correspondiente a los valores de referencia o condiciones inalteradas, y el peor de los estados.

AsÍ se plantea uno de los grandes problemas de todo el proceso de implantación de la Directiva 2000/60/CE a nivel europeo, esto es, determinar o establecer de manera idónea los valores de separación entre el Muy Buen estado y el Buen estado y sobre todo los valores umbrales entre el Buen estado y el Estado Moderado (aceptable), ya que este umbral marca el límite por debajo del cual no se cumplen los objetivos ambientales y se puede hablar de un incumplimiento de la normativa, con todo lo que esto conlleva de obligatoriedad de establecer programas de medidas para la recuperación del sistema.


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4. SISTEMA DE CALIFICACIÓN DEL ESTADO FISICOQUÍMICO GENERAL

4.1. INTRODUCCIÓN

La metodología óptima para obtener una calificación del estado para todos los elementos exigidos en la Directiva 2000/60/CE es mediante el cálculo del denominado EQR (Ecological Quality Ratio), es decir, la relación existente entre los valores observados para una determinada variable o métrica y los valores obtenidos para esa misma variable en las estaciones de referencia, es decir, las condiciones de referencia. Esto implica, entre otros, establecer el estatus de referencia, que se considera equivalente al estado ecológico alto (Murray-Bligh et al (2006).

La Directiva 2000/60/CE ha propiciado, en el ámbito de los indicadores biológicos, el desarrollo de nuevas y mejores metodologías que facilitan la determinación de estado biológico y que sirvan como elementos de apoyo a la evaluación final del estado ecológico.

Así entre diferentes métodos se ha dado el desarrollo de índices multimétricos, que por definición son la combinación de los resultados de tres o más métricas.

Según un borrador de normativa (Water quality - Guidance standard on the design of Multimetric Indices) Current status: Working document CEN/TC 230 Date: 2006-08 prEN Multimetric: 2006, sabemos que cualquier método debería contemplar las siguientes reflexiones:

• Los resultados del control de los indicadores se expresarán como índices o métricas.

• Pueden utilizarse variables o grupos de variables concretos que representen al indicador en conjunto.

• Los índices de calidad representarán la relación entre los valores de los parámetros observados y los correspondientes a dichos parámetros en las condiciones de referencia aplicables a la masa.

De forma análoga a los índices multimétricos y a la determinación de los EQR asociados a los indicadores biológicos en el marco de la Directiva 2000/60/CE, en el caso de las condiciones fisicoquímicas generales específicas de cada tipología

se puede optar por aplicar técnicas multivariantes como forma de aunar en un valor la información múltiple que nos proporcionan las distintas variables fisicoquímicas.

En el desarrollo de un índice multimétrico asociados a condiciones fisicoquímicas generales específicas de cada tipología, se deben seguir los siguientes pasos:

• Determinación de las tipologías presentes en el ámbito del objeto del trabajo

• Selección de variables que muestran respuesta adecuada a un gradiente de presión. Deben responder a impactos humanos y ser lo suficientemente precisos (variabilidad del indicador) para detectar pequeños cambios (sensibilidad del indicador) y deben excluirse variables redundantes.

• Selección de grupos de variables (por ejemplo 3 variables por Tipo de métrica)

• Trasformación de la métrica en valores de 0-1. Para ello es necesario definir la Amplitud de banda, mediante el establecimiento de la banda superior (valor de la métrica en condiciones de referencia) y de la banda inferior (valor de la métrica coherente con las peores condiciones).

• Combinación de grupos de métricas en un Índice Multimétrico (por ejemplo media de todas las participantes)

taxa listEcological Quality Class

Reference condition

scoremetric 1 (e.g. number of EPT taxa)

score

score

score

score

metric 2 (e.g. Simpson diversity)

metric 3 (e.g. % grazers)

metric 4 (e.g. Dutch Saprobic Index)

metric 5 (e.g. litoral preferences)

Figura 4 Procedimiento esquemático de funcionamiento de indicador multimétrico (aproximación general, no individualizado por presiones). Tomado del documento guía para macroinvertebrados AQUEM


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4.2. TIPOS DE MASAS DE AGUA SUPERFICIAL DE LA CATEGORÍA RÍOS EN LA CAPV

La Directiva 2000/60/CE establece que las masas de agua superficial de cada demarcación hidrográfica se clasificarán en la categoría de ríos, lagos, aguas de transición o aguas costeras. De acuerdo con su naturaleza, podrán clasificarse como naturales, artificiales o muy modificadas. Para cada categoría de agua superficial, las masas pertinentes de aguas superficiales de la demarcación hidrográfica se clasificarán por tipos. Estos tipos son los que se definen utilizando el sistema A o el sistema B descritos en la sección 1.2 del anexo II de la Directiva 2000/60/CE.

Esta agrupación de masas sirve para establecer para cada tipo sus características naturales y valores asociados a condiciones inalteradas, y así poder establecer las denominadas condiciones de referencia, elemento clave para el establecimiento de objetivos ambientales.

Estas condiciones de referencia deben obtenerse para cada tipo y asociarse a cada indicador de calidad biológica así como a ciertos indicadores de calidad fisicoquímica.

En el ámbito de la CAPV, en el estudio denominado “Caracterización de las masas de agua superficiales de la CAPV” (Gobierno Vasco, 2002) se aplicó el sistema B ya que se consideró que existía suficiente información de partida como para responder a los factores obligatorios y a un amplio abanico de criterios optativos. Por lo tanto, se preveía conseguir un grado de tipificación superior al sistema A y adaptado a las características hidrológicas de la CAPV.

El proceso planteado para la definición de tipologías fue una regionalización fisiográfica, seguido de una regionalización biológica y la realización de un contraste de la regionalización biológica con la tipificación fisiográfica, primando los criterios biológicos; por último se hizo una búsqueda de una coherencia con la tipificación existente en la vertiente mediterránea (Munné, A. & Prat, N. 1999) y un correcto ajuste de las regiones resultantes a límites geográficos y de gestión lo más claros que fuera posible (Figura 5).

Posteriormente, en el año 2005 se realizó un estudio planteado con el mismo fin por el Centro de Estudios y Experimentación de Obras Públicas, (CEDEX, 2005) para el conjunto del territorio español, Figura 6. En este estudio, sin embargo, no se planteó el uso de información sobre las comunidades biológicas asociadas a las tipologías.

A raíz de los ejercicios de intercalibración de la Directiva 2000/60/CE han surgido otras nuevas tipologías y en el caso de la CAPV. Los tipos existentes en nuestro territorio son perteneciente al grupo geográfico de intercalibración Central-Báltico (GIGCB) y los pertenecientes al grupo de intercalibración de ríos mediterráneos (GIGMED) Wouter van de Bund et. al. (2003).

Código Descripción Centro de Estudios y Experimentación de Obras Públicas,

(CEDEX, 2005)

29 Ejes fluviales principales cantabro-atlánticos calcáreos

32 Pequeños ejes cantabro atlánticos calcáreos 22 Ríos cantabro atlánticos calcáreos 23 Ríos vasco pirenaicos 30 Ríos costeros cantabro atlánticos

9 Ríos mineralizados de baja montaña mediterránea

12 Ríos de montaña mediterránea calcárea

15 Ejes mediterráneo-continentales poco mineralizados

26 Ríos de montaña húmeda calcárea Caracterización de las masas de agua superficiales de la

CAPV” (Gobierno Vasco, 2002) RVP Vasco Pirenaica PRC Pequeños Ríos Costeros EJP Ejes Principales RVC Vasco Cantábrica MH Ríos de Montaña húmeda MHd Montaña húmeda subtipo divisoria MM Ríos de Montaña mediterránea MMs Montaña mediterránea subtipo Salado

D Depresión Dc Depresión subtipo Rioja Alavesa GR Grandes ríos. (Ríos importantes)

Grupo Geográfico de Intercalibración Central-Báltico RC6 Ríos pequeños de llanura calcárea RC4 Ríos medianos de llanura mezcla RC3 Ríos pequeños de media altura silíceo RC1 -RC2 Ríos pequeños de llanura silíceo-arena-roca

Grupo Geográfico de Intercalibración Mediterráneo R-M1 Ríos pequeños altitud media R-M2 Ríos medios altitud baja

R-M4 Ríos pequeños y medios de Montaña Mediterránea

Tabla 1 Tipologías establecidas en los ríos vascos. Fuente CAPV-2002, CEDEX-2005 y por los Grupos Geográficos de Intercalibración (GIG)


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EcorregionesDepresión

Ejes cantábricos principales

Embalses

Grandes ríos

Pequeños ríos costeros

Montaña húmeda

Montaña mediterránea

Vasco-Cantábrica

Vasco-Pirenáica

Figura 5 Mapa de las Tipologías. Categoría ríos. Caracterización de las masas de agua superficiales de la CAPV

(Gobierno Vasco, 2002)

Tipología ríos según CEDEX 2004. Cuencas VertientesMasas de agua No Tipo Río

Ejes fluviales principales cantabro-atlánticos calcáreos

Pequeños ejes cantabro-atlánticos calcáreos

Ríos cantabro-atlánticos calcáreos

Ríos costeros cantabro-atlánticos

Ríos vasco-pirenáicos

Ríos de montaña húmeda calcárea

Ríos de montaña mediterránea calcárea

Ríos mineralizados de la baja montaña mediterránea

Ejes mediterráneo-continentales poco mineralizados

Figura 6 Mapa de las Tipologías. Categoría ríos. Centro de Estudios y Experimentación de Obras Públicas,

(CEDEX, 2005))


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Núm. tipo 9 12 15 22 23 26 29 30 32

Altitud3 (m.s.n.m.) 70-790 450-1.280 140-940 20-670 100-490 420-

1.180 10-170 0-230 15-430

Amplitud térmica anual4(ºC) 15,0-20,0

15,4-19,8

15,0-20,0

11,0-13,9

12,0-13,7

13,2-19,4 8,7-13,7 7,0-11,2 10,6-

14,3

Área de cuenca5 (km2) 25-1.880

15-1.090

660-11.050 10-100 10-75 10-

1.730 400-1.160 10-85 85-450

Orden del río de Stralher6 1-4 1-4 3-5 1-2 1-2 1-4 3-4 1-2 2-3 Pendiente media de la cuenca7

(%) 1,9-9,1 1,6-10,1 2,6-10,2 4,4-14,9 7,9-12,4 4,0-16,6 7,7-17,1 2,3-10,2 7,4-15,4

Caudal medio anual8 (m3 s-1) 0,1-5,3 0,1-5,3 6,4-108,0 0,3-2,5 0,3-2,8 0,2-39,0 13,5-

35,6 0,2-2,0 3,1-12,0

Caudal específico medio anual de la cuenca9 (m3 s-1 km-2)

0,001-0,009

0,002-0,011

0,005-0,022

0,017-0,038

0,022-0,049

0,011-0,038

0,021-0,039

0,016-0,036

0,020-0,043

Temperatura media anual10 (ºC) 13-17 9-14 10-15 9-14 11-14 7-13 9-14 12-14 7-14

Distancia a la costa11 (km) 13-160 50-255 50-330 0-35 5-35 35-165 0-25 0-12 0-30

Latitud12 (ggmmss) -052036

a 031432

-043836 a

031039

-065204 a

031526

-044908 a -

022234

-023351 a -

012539

-044559 a

021358

-044758 a -

013931

-090824 a -

014757

-045426 a -

012956

Longitud13 (ggmmss) 363929

a 423323

365309 a

425302

394437 a

424932

425510 a

432224

425736 a

431804

415547 a

430850

430559 a

432621

415345 a

435013

430029 a

432404 Conductividad14 (µs cm-1) > 325 > 300 < 450 > 250 > 150 > 220 > 210 > 20 > 215

Tabla 2 Rangos y umbrales de las variables que definen la tipología de ríos. Como valores representativos de los límites superior e inferior de la distribución, se muestran los percentiles 5 y 95, de tal forma que enmarquen en cada caso el 90% de la distribución. En el caso de la conductividad sólo se establece un umbral, máximo o mínimo, que acotaría el 95% de la población

Núm. tipo 9 12 15 22 23 26 29 30 32

Altitud (m.s.n.m.) 420 872 505 224 247 697 51 63 130 Amplitud térmica anual (ºC) 18 18 18 12,1 13,1 16,2 11,7 10 12

Área de cuenca (km2) 162 85 2201 28 25 69 615 22 202 Orden del río de Stralher 2 2 4 1 1 2 3 1 3

Pendiente media de la cuenca (%) 4,5 4 5,4 9,1 10,1 9,1 9,5 5,4 9,7 Caudal medio anual (m3 s-1) 0,4 0,4 25,3 0,8 0,9 1,4 17,6 0,6 6,2

Caudal específico medio anual de la cuenca (m3 s-1 km-2) 0,003 0,005 0,012 0,027 0,035 0,021 0,031 0,024 0,029

Temperatura media anual (ºC) 15 12 13 13 13 11 14 13 13 Distancia a la costa (km) 68,1 132,7 148,5 20,7 26,5 80,8 9,6 4,9 15,8

Latitud (ggmmss) 400539 410821 415658 431108 430636 424451 431706 431823 431318 Longitud (ggmmss) -4924 -21560 -34806 -31550 -20333 -10810 -25958 -75316 -31422

Conductividad (µs cm-1) 534 542 276 308 311 347 358 104 327 Tabla 3 Medianas de las variables que definen la tipología de ríos

3 Altitud media de la masa de agua en metros sobre el nivel medio del mar 4 Valor medio para la masa de agua de la diferencia (en grados centígrados) entre la temperatura media del aire del mes más cálido y la temperatura media del aire del mes más frío, calculadas para el periodo 1940-1995 5 Superficie de la cuenca vertiente en el punto de desagüe de la masa de agua, en km2 6 Orden del tramo de río, calculado para la red de drenaje de más de 10 km2 de área de cuenca según el método de Strahler. En dicho método, los ríos de cabecera tienen orden 1, la unión de dos ríos de orden 1 genera un río de orden 2, la unión de dos de orden 2, un río de orden 3 y así sucesivamente 7 Se expresa en % y se calcula para el punto de desagüe de la masa de agua. Para su obtención se divide la cuenca en una cuadrícula de, como máximo, 500 metros de lado y se calcula la diferencia de cota máxima entre el valor medio de cada cuadrícula y el de las 8 cuadrículas vecinas. Posteriormente se obtiene el promedio de todas las cuadrículas que componen la cuenca 8 Corresponde al punto de desagüe de la masa de agua y a condiciones naturales de aportaciones y drenaje. Se calcula para el periodo 1940-1995 y se expresa en m3/s 9 Se obtiene dividiendo el caudal medio anual (en m3/s) y el área de la cuenca (km2), calculados tal y como se ha descrito con anterioridad 10 Valor medio para la masa de agua de la temperatura media anual del aire (en ºC), calculada para el periodo 1940-1995 11 Distancia lineal (en km) desde el centroide de la masa de agua hasta el punto de la línea de costa más cercano 12 Coordenadas geográficas, en grados sexagesimales, minutos y segundos, del centroide de la masa de agua 13 Coordenadas geográficas, en grados sexagesimales, minutos y segundos, del centroide de la masa de agua 14 Conductividad eléctrica media de la masa de agua. Se expresa en micro Siemens por centímetro. Corresponde al valor de conductividad del agua en ausencia de impactos humanos. Se calcula como el percentil 20 de una muestra representativa de medidas de conductividad para la masa de agua


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Sobre la base da la tipología asignada a la categoría ríos por el Centro de Estudios y Experimentación de Obras Públicas, (CEDEX, 2005)) para el ámbito estatal, se ha realizado un ajuste para las masas de agua tipo río presentes en la CAPV y que fuera en buena parte acorde con los criterios plasmados en el trabajo de Caracterización de las masas de agua superficiales de la CAPV (Gobierno Vasco, 2002). De este ajuste se concluye que existe

un total de 5 tipologías en la vertiente cantábrica y otras 5 en la vertiente mediterránea de la CAPV, Tabla 4 y Figura 7. Esto ha implicado que un número reducido de masas de agua de la categoría río (4 en la vertiente mediterránea y 11 en la vertiente cantábrica) fueran reasignadas a otra tipología diferente de la inicialmente propuesta por el CEDEX. Tabla 5.

Código

GV 2007

Tipología GV 2007 Nº Masas

Vertiente Cantábrica 22 Ríos cantabro-atlánticos calcáreos 34 23 Ríos vasco-pirenaicos 24

29 Ejes fluviales principales cantabro-atlánticos calcáreos 7

30 Ríos costeros cantabro-atlánticos 9

32 Pequeños ejes cantabro-atlánticos calcáreos 10

Vertiente Mediterránea

12 Ríos de montaña mediterránea calcárea 14

12-1 Ríos de montaña mediterránea calcárea subtipo Salado 1

15 Ejes mediterráneo-continentales poco mineralizados 1

26 Ríos de montaña húmeda calcárea 12

9 Ríos mineralizados de la baja montaña mediterránea 1

Tabla 4 Tipos existentes en los ríos de la CAPV

Código CEDEX

Código GV

2007

Tipología GV 2007

Nº Masas

Masa de Agua

12 12-1

Ríos de montaña mediterránea

calcárea subtipo Salado

1 La Muera-A

15 12 Ríos de montaña

mediterránea calcárea

1 Zadorra-D

26 12 Ríos de montaña

mediterránea calcárea

2 Ayuda-A Zadorra-B

32 22 Ríos cantabro-

atlánticos calcáreos

7

Altube-A Arratia-A Butroe-B

Herrerías-A Ibaizabal-B Ibaizabal-C Nerbioi-A

32 23 Ríos vasco-pirenaicos 3

Agauntza-A Oria-B Urola-D

32 29

Ejes fluviales principales cantabro-atlánticos calcáreos

1 Deba-D

Tabla 5 Masas de agua de la categoría ríos con asignación de tipología discrepante.


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Tipología RíosEjes fluviales princip cantabro-atlánticos calcáreosPequeños ejes cantabro-atlánticos calcáreosRíos cantabro-atlánticos calcáreosRíos costeros cantabro-atlánticosRíos vasco-pirenáicosRíos montaña húmeda calcáreaRíos montaña mediterránea calcáreaRíos montaña mediterránea calcárea subt. SaladoRíos mineralizados de baja montaña mediterráneaEjes mediterráneo-continentales poco mineralizados

Figura 7 Mapa de las Tipologías en las que se han dividido las masas de agua superficial de la categoría ríos en

la CAPV

4.3. CONDICIONES DE REFERENCIA.

4.3.1 DEFINICIONES

Del Documento guía nº 10 (Ríos y lagos- Tipología, condiciones de referencia y sistemas de clasificación) generado por el Grupo de Trabajo 2.3 o grupo REFCOND de la Estrategia Común de Implementación de la Directiva 2000/60/CE (WFD CIS guidance document No. 10) se deducen los siguientes conceptos:

• Las condiciones de referencia no se deben identificar necesariamente con condiciones prístinas o no alteradas. Incluye alteraciones mínimas que implican que la presión humana esta permitida siempre que se den efectos ecológicos mínimos.

• Las condiciones de referencia se deben identificar con estado ecológico alto, esto es, no se deben dar o deben ser menores las evidencias de alteración de los elementos de calidad de fisicoquímica general, hidromorfológicos o biológicos.

• Las condiciones de referencia deben representarse mediante valores de elementos de calidad biológica relevantes en la clasificación del estado ecológico.

• Las condiciones de referencia pueden ser un estado actual o pasado.

• Las condiciones de referencia deben establecerse para cada tipo de masa de agua.

• Las condiciones de referencia requieren que los contaminantes específicos sintéticos tengan concentraciones cercanas a cero o al menos inferiores a los límites de detección de las técnicas analíticas de uso general más avanzadas.

• Las condiciones de referencia requieren que las concentraciones de los contaminantes específicos no sintéticos tengan concentraciones que estén dentro del rango normalmente asociado con condiciones no alteradas o valores de fondo.


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En resumen, las condiciones de referencia se corresponden con un estado actual o pasado que se asocia a niveles de presión nulos o muy bajos, sin efectos debidos a urbanización, industrialización o agricultura intensiva y con mínimas modificaciones físico-químicas, hidromorfológicas y biológicas.

También se puede inducir las siguientes definiciones:

• Datos de referencia – datos obtenidos de muestras de referencia para un tipo de masa de agua particular.

• Muestra de referencia – una muestra que ha sido recogida desde un sitio de referencia siempre que se encuentre en un estado de referencia

• Sitio de referencia – una ubicación que se considere que se encuentra en estado de referencia.

• Estado de referencia – una ubicación que se encuentre en un estado ecológico alto y que cumple con la guía REFCOND y los criterios especificados por los Grupos Geográficos de Intercalibración, GIG

• Valor de referencia – el valor de una métrica de clasificación nacional que se usa como

normalizador de métricas al producir un ratio de calidad ecológica (EQR)

Como ya se ha comentado anteriormente, un aspecto clave en el proceso de determinación de objetivos ambientales y en la aplicación de sistemas de clasificación es el establecimiento de las condiciones de referencia asociadas a cada grupo de indicadores, ya que, con independencia del método utilizado, cambios en las condiciones de referencia pueden producir cambios notables en la clasificación y/o en la asignación de objetivos.

El establecimiento de estas condiciones de referencia resulta fundamental, dado que la calidad fisicoquímica y biológica de cualquier estación de muestreo se debe calcular como desviación con respecto a dichas condiciones de referencia.

En los correspondientes planes hidrológicos se debe incluir las condiciones hidromorfológicas y fisicoquímicas específicas de cada tipo de masa de agua superficial que representen los valores de los indicadores de los elementos de calidad hidromorfológicos y fisicoquímicos correspondientes al muy buen estado ecológico. Asimismo, incluirá condiciones biológicas de referencia específicas, de tal modo que representen los valores de los indicadores de los elementos de calidad biológicos correspondientes al muy buen estado ecológico.

4.3.2 MÉTODOS PARA DETERMINACIÓN DE CONDICIONES DE REFERENCIA.

Entre los métodos que se pueden utilizar para obtener las condiciones específicas de cada tipo se encuentran las mediciones efectuadas en una red de referencia, las basadas en modelizaciones, en una combinación de ambos procedimientos o en el asesoramiento de expertos.

En la CAPV se dispone de información relativa a la calidad biológica y fisicoquímica de diferentes tramos de la red hidrográfica desde el año 1993 mediante la denominada “Red de Vigilancia de la Calidad de las Masas de Agua Superficial de la Comunidad Autónoma del País Vasco”.

Aunque el diseño de dicha red en el caso de los ríos, no representa con total proporcionalidad las tres demarcaciones en que se divide administrativamente la CAPV, las relaciones ejes/ afluentes y tramos limpios/ tramos contaminados, sí determina una idea global y acertada de la situación real, que junto con el

histórico existente permite realizar análisis de tendencias. Por otro lado, permite disponer de cierto número de muestreos asociados a situaciones de referencia, así como resultados analíticos asociados a diferentes niveles de presión.

El Documento guía nº 10 (Ríos y lagos- Tipología, condiciones de referencia y sistemas de clasificación) generado por el Grupo de Trabajo 2.3 o grupo REFCOND de la Estrategia Común de Implementación de la Directiva 2000/60/CE , en lo que se refiere a condiciones de referencia obtenidas a partir de una red de referencia espacial indica que si se dispone de una serie de ubicaciones inalteradas o mínimamente alteradas y su número es adecuado para determinar un valor fiable de la media, mediana o la moda, así como los valores de distribución (percentiles, límites de confianza), entonces el uso de datos de muestreo es uno de los métodos disponibles más sencillos para establecer las condiciones de


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referencia. Esto se haría mediante una recopilación de datos procedentes de los sitios de referencia, incluyendo criterios de exclusión para delimitar la población de referencia. Esta aproximación se usa habitualmente puesto que permite diseñarla para incluir variabilidad natural, tanto especial como temporal.

Se considera que una red de referencia estará compuesta por estaciones de control situadas en masas con escasa o nula intervención humana. La información recopilada por la “Red de Vigilancia de la Calidad de las Masas de Agua Superficial de la Comunidad Autónoma del País Vasco” debe considerarse suficiente para obtener ubicaciones de referencia y por ende condiciones de referencia siguiendo las recomendaciones de la guía REFCOND

así como las aproximaciones de los grupos de intercalibración.

El diseño de esta red de control planteado inicialmente y su evolución desde 1993 ha dado lugar a disponer de información de un total de 171 estaciones de control (Figura 8), repartidos por 114 Masas de agua de la categoría ríos que reflejan diferentes grados de contaminación y que implica entre otros un total de 6400 muestreos de las variables asociadas a condiciones fisicoquímicas generales.

Por todo esto, se plantea la posibilidad de obtener condiciones de referencia para los indicadores de calidad relativos a indicadores fisicoquímicos generales en los ríos de la CAPV mediante la información obtenida en sitios de referencia.

Figura 8 Estaciones de control en ríos de la “Red de Vigilancia de la Calidad de las Masas de Agua Superficial de

la Comunidad Autónoma del País Vasco”

4.4. SELECCIÓN DE VARIABLES

4.4.1 MÉTRICAS INDIVIDUALES

La Directiva 2000/60/CE establece una serie de Indicadores fisicoquímicos que afectan a los indicadores biológicos.

Dentro de las masas de agua superficial, como regla general y de aplicación a la categoría río, el control y clasificación de los siguientes aspectos fisicoquímicos que son las que determinan el estado fisicoquímico:


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• Condiciones fisicoquímicas generales: condiciones térmicas, condiciones de oxigenación, salinidad, estado de acidificación y condiciones en cuanto a nutrientes.

• Contaminantes específicos. Los contaminantes específicos intervienen en la determinación del estado ecológico mediante normas de calidad por lo que no van a ser incluidos en el desarrollo de la metodología de determinación de las condiciones fisicoquímicas generales. Así se distingue: contaminación producida por todas las sustancias prioritarias cuyo vertido en la masa de agua se haya observado; y contaminación producida por otras sustancias cuyo vertido en cantidades significativas en la masa de agua se haya observado

Cada uno de los componentes asociados a condiciones fisicoquímicas generales es definido por una serie de variables que vienen especificadas en el Anexo V de la Directiva 2000/60/CE y que exponemos en la Tabla 6.

Por su parte, el actual borrador Orden Ministerial relativa a la Instrucción de Planificación Hidrológica indica que los indicadores para la evaluación de los elementos de calidad físico-químicos relativos a condiciones generales de los ríos son los incluidos en la Tabla 7.

Tipos de Métricas Variables

Condiciones térmicas

Temperatura del agua Temperatura del aire

Condiciones de

oxigenación

% Saturación de oxígeno Oxígeno disuelto

DBO5, Demanda Biológica de Oxigeno (5 días)

DQO, Demanda Química de Oxígeno Salinidad Conductividad Estado de

acidificación Alcalinidad

pH

Condiciones de

nutrientes

Carbono orgánico total Amoniaco Amonio Nitrato Nitrito

Nitrógeno total Nitrógeno Total Kjeldahl

Fósforo total Ortofosfato

Tabla 6 Relación de variables que la Directiva 2000/60/CE exige que participen en la determinación del componente fisicoquímico que contribuye a la clasificación del estado ecológico.

Elemento de

calidad Indicador

Condiciones térmicas Temperatura media del agua

Condiciones de oxigenación

Oxígeno disuelto Tasa de saturación del oxígeno

DBO5

Salinidad Conductividad eléctrica a 20ºC media

Opcional: dureza total, cloruros y sulfatos

Estado de acidificación

pH Opcional: alcalinidad

Nutrientes

Amonio total Nitratos Fosfatos

Opcional: Nitrógeno total y Fósforo total

Tabla 7 Indicadores para la evaluación de los elementos de calidad físico-químicos de los ríos

4.4.2 ÍNDICE MULTIMÉTRICO

INTRODUCCIÓN

En este apartado se pretende presentar un desarrollo metodológico para la determinación de las condiciones físico-químicas generales o estado fisicoquímico, el denominado Método del índice fisicoquímico referenciado (IFQ-R).

Este trabajo comenzó durante el periodo de explotación de la Red de Seguimiento del Estado ecológico de los ríos de la CAPV 15 de los años 2003 y 2004 y ha ido evolucionando a lo largo de los dos últimos años, siendo puestas a punto finalmente en este proyecto.

15 Informe técnico correspondiente a los años 2003-2004

Tal y como se ha indicado anteriormente, la metodología óptima para obtener una calificación del estado para todos los elementos exigidos en la Directiva 2000/60/CE es mediante el cálculo del denominado EQR, es decir, la relación existente entre los valores observados para una determinada variable o métrica y los valores obtenidos para esa misma variable en las estaciones de referencia.

Así, se pretende encontrar un sistema de calificación del estado de las masas de agua de la categoría río basado en las condiciones fisicoquímicas generales que sea comparable a los EQR empleados en los indicadores biológicos en el marco de la Directiva 2000/60/CE; y que pueda servir


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para dar una valoración global del estado de una masa de agua o de una estación de control en función de las variables fisicoquímicas generales que están directamente relacionadas con las presiones de origen humano, y que permita analizar estas presiones y su repercusión ecológica a nivel de masa.

De forma análoga a los índices multimétricos y a la determinación de los EQR asociados a los indicadores biológicos en el marco de la Directiva 2000/60/CE, en el caso de los indicadores fisicoquímicos se ha optado por aplicar técnicas multivariantes como forma de aunar en un valor la información múltiple que nos proporcionan las distintas variables fisicoquímicas.

Se ha optado por aplicar Análisis de Componentes Principales (ACP) que permite:

• determinar un eje de gradación de contaminación definido por condiciones de referencia de Muy Buen estado y Mal estado, que funcionan como registros virtuales y así establecer la amplitud de banda definida por la distancia entre la posición determinada por el ACP en un plano bidimensional para el Muy Buen estado y Mal estado, es decir, el grado de distorsión máximo.

• identificar en un plano bidimensional la proyección al eje de gradación de contaminación de la ubicación de cada muestra en el ACP, y determinar la distancia euclídea de dicha proyección a la posición de Muy buen estado, es decir, el grado de distorsión de la muestra.

• determinar el EQR como la relación entre el grado de distorsión de la muestra y el grado de distorsión máximo.

Esta metodología ha sido aplicada de forma similar en ambientes marinos por Algarra and Niell (1985), Belan (2003), Borja et al. (2004) y G. de Bikuña et. al. (2004) e implica las siguientes etapas:

• Selección de variables para su análisis en el ACP,

• Establecimiento de condiciones de referencia de buen y mal estado para las variables para determinar la amplitud de banda,

• Desarrollo de un índice multimétrico mediante análisis multivariantes (como método de cálculo de la calidad)

• Determinación de EQR y cálculo del IFQ-R.

ANÁLISIS DE COMPONENTES PRINCIPALES

La herramienta sobre la que se pretende basar el índice multimétrico para la clasificación de estado asociado a condiciones fisicoquímicas generales en ríos es el análisis multivariante, concretamente análisis de componentes principales.

Se ha planteado esta metodología porque se estima que los análisis de componentes principales pueden sintetizar la información obtenida de muchas variables, eliminando posibles redundancias y destacando las tendencias más relevantes.

Por otro lado, la metodología planteada permite, mediante el cálculo de las distancias vectoriales, cuantificar el grado de proximidad de una estación a unas condiciones de referencia, lo cual puede ser traducido en valores EQR como así se exige en la Directiva 2000/60/CE.

El análisis de componentes principales intenta identificar variables subyacentes, o factores, que expliquen la configuración de las correlaciones dentro de un conjunto de variables observadas.

El Análisis de Componentes Principales pertenece a un grupo de técnicas estadísticas multivariantes, eminentemente descriptivas y muy utilizadas por la comunidad científica. El análisis de componentes principales reduce el tamaño de una matriz de datos de un conjunto de variables a una matriz menor (componentes) y cuadrada.

El análisis de componentes principales permite reducir la dimensionalidad de los datos, transformando el conjunto de p variables originales en otro conjunto de q variables no correlacionadas llamadas componentes principales. Las p variables son medidas sobre cada uno de los n individuos, obteniéndose una matriz de datos de orden np (p <n).

Los únicos requerimientos previos para la aplicación del análisis de componentes principales son la continuidad de las variables, y que el número n de individuos o elementos observados debe ser mayor que el número p de variables originales.


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ANÁLISIS DE COMPONENTES PRINCIPALESEjemplo gráfico: 2 variables

x

y III

xi

yi

I

II

Coordenadas respecto de los ejes iniciales

Coordenadas respecto de los ejes rotados(factoriales)

Para n variables:• n componentes (ortogonales; independientes entre sí)• Se calcula correlación entre componentes y variables originales• Se calculan los coeficientes para la obtención de los componentes a partir de las variables originales (por combinación lineal)• Para cada observación se obtienen nuevas coordenadas (factoriales)

ANÁLISIS DE COMPONENTES PRINCIPALESEjemplo gráfico: 2 variables

x

y III

xi

yi

I

II

Coordenadas respecto de los ejes iniciales

Coordenadas respecto de los ejes rotados(factoriales)

Para n variables:• n componentes (ortogonales; independientes entre sí)• Se calcula correlación entre componentes y variables originales• Se calculan los coeficientes para la obtención de los componentes a partir de las variables originales (por combinación lineal)• Para cada observación se obtienen nuevas coordenadas (factoriales)

Figura 9 Ejemplo gráfico de un ACP en el que se observa la nube de puntos que representan las muestras y el modo de situarlas en el especio formado por los componentes

Entre los usos más frecuentes del ACP están:

• Como técnica de análisis exploratorio que permite descubrir interrelaciones entre los datos y de acuerdo con los resultados, proponer los análisis estadísticos más apropiados.

• Reducir la dimensionalidad de la matriz de datos con el fin de evitar redundancias y destacar relaciones. En la mayoría de los casos, tomando sólo los primeros componentes, se puede explicar la mayor parte de la variación total contenida en los datos originales.

• Construir variables no observables (componentes) a partir de variables observables: hay un pequeño número de rasgos no directamente medibles, que se denominan Indicadores sintéticos y que vienen estimados por los componentes.

• Bajo ciertas circunstancias, es de gran utilidad usar estos componentes no correlacionados, como datos de entrada para otros análisis.

En nuestro caso se usa un enfoque numérico para encontrar el patrón que siguen las variables y para poder establecer los componentes o factores.

Para seleccionar el número de factores se sigue el criterio de “Porcentaje de varianza”. El número de factores se obtiene a partir de la varianza total explicada por el análisis. Una vez obtenido el análisis factorial definitivo, el investigador debe interpretar la naturaleza de lo que se está midiendo con cada uno

de los factores. Esta fase depende exclusivamente de la naturaleza de las variables.

La relación entre factores y variables se obtiene a través de las cargas factoriales. Idealmente, cada variable debe tener cargas factoriales elevadas en un solo factor, y cada factor debe tener asociadas cargas elevadas con variables relacionadas conceptualmente entre sí. De esta manera, es posible interpretar el significado de cada uno de los factores. Si un factor tiene asociadas gran número de variables heterogéneas, puede ser recomendable aumentar el número de factores en el análisis, esperando que dichas variables se asocien a diferentes factores.

Una vez interpretados los factores, puede ser necesario asignar a cada uno de los individuos de la muestra un valor para cada uno de los factores extraídos, usando algún tipo de variable representativa. Una de ellas es usar los propios factores, a partir de las puntuaciones factoriales.

Mediante el uso de la puntuación factorial, el factor se representa como una combinación lineal de todas las variables incluidas en el análisis, aunque los mayores coeficientes (denominados puntuaciones factoriales o factor scores) estarán asociados a las variables con cargas factoriales elevadas. Las puntuaciones factoriales de las variables con cargas factoriales reducidas pueden distorsionar la importancia de estas variables.

Se puede definir un componente como la mejor combinación lineal de un conjunto de variables. Este componente explica más varianza de los datos que


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cualquier otra combinación lineal posible de las variables contempladas. En otras palabras, cada componente puede ser descrito matemáticamente por una ecuación polinomial de primer orden.

La disponibilidad de un alto número de registros asociados a datos fisicoquímicos (multitud de variables, frecuencia de control y largos períodos de control) implica que se considere que el mejor método para establecer un Índice multimétrico sea la aplicación de técnicas multivariantes como método multimétrico de cálculo de la calidad debida al componente fisicoquímico.

SELECCIÓN DE VARIABLES

Se pretende definir un sistema de clasificación de la calidad fisicoquímica de las estaciones de muestreo, de tal forma que se permita introducir este elemento de calidad en la valoración global del estado ecológico.

Este sistema se pretende que sea un sistema de calificación del componente fisicoquímico de tal forma que interesan variables que reflejen la actividad antrópica y no variables que reflejen una variabilidad natural de tipo mineralización.

A partir de la información de la Red de vigilancia de la calidad de las masas de agua superficial de la Comunidad Autónoma del País Vasco, en un primer análisis, y para cumplir con los requisitos que se piden a las variables que van a participar en un índice multimétrico, se eliminaron algunas variables de las exigidas por la Directiva 2000/60/CE y especificadas en la Tabla 6 con el objeto de formar parte de índice IFQ-R.

Las variables implicadas en la mineralización de las aguas (Salinidad y estado de acidificación) no se incluyen como variables seleccionadas para elaborar el índice multimétrico puesto que aunque el efecto derivado de vertidos con componente salino o ácido puede ser relevante a nivel local, no acostumbra a tener una gran repercusión ecológica a nivel de masa de agua.

El análisis relativo a su grado de desviación de las condiciones naturales debe realizarse de forma pormenorizada ante aportes naturales o externos que de forma más o menos local alteren los valores asignados a la tipología asignada. En conjunto se pretende seleccionar variables destinadas a calificar

en función de un eje de calidad o de presión y no un eje de mineralización que, aunque influido por las condiciones antropogénicas, está claramente marcado por la litología y geología.

La temperatura no se incluye como variable seleccionada para elaborar el índice multimétrico puesto que aunque el efecto derivado de vertidos térmicos puede ser relevante a nivel local, no acostumbra a tener una gran repercusión ecológica a nivel de masa de agua y no presenta una buena relación con las presiones determinantes en nuestros ríos. Las oscilaciones térmicas del agua pueden llegar a ser tan notorias en situaciones de bosque de ribera escaso o mal estructurado. Este hecho se puede identificar por los indicadores hidromorfológicos.

De las condiciones en cuanto a nutrientes, se seleccionaron las más sensibles, eliminándose las redundantes por la alta correlación que presentaban. También se eliminaron las que ocasionaban muchos “missing values” por no haberse medido de continuo y también se eliminó el ortofosfato por haberse cambiado de método de análisis.

Por lo tanto y en función de la aplicación de los apartados anteriores al final se seleccionaron las variables indicadas en la Tabla 8 para la determinación del índice multimétrico IFQ-R (Índice de físico-química referenciado)

Tipos de Métricas variables

Condiciones de

oxigenación

% Saturación de oxígeno DBO, Demanda Biológica de Oxigeno (5 días)

DQO, Demanda Química de Oxígeno

Condiciones de

nutrientes

Amonio Nitrito

Nitrógeno total Fósforo total

Tabla 8 Relación de variables seleccionadas para análisis multivariante y que participan en la determinación del componente fisicoquímico que contribuye a la clasificación del estado ecológico.

ESTABLECIMIENTO DE CONDICIONES DE REFERENCIA DE BUEN Y MAL ESTADO

La Directiva 2000/60/CE establece que deben establecerse condiciones de referencia relativas a condiciones fisicoquímicas específicas de cada tipología de ríos.

Las variables fisiográficas y relacionadas con la mineralización de las aguas son las que, en gran


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medida, condicionaron la creación de las diferentes ecorregiones de la CAPV.

Inicialmente, dado que la CAPV se identificaron diferentes ecorregiones se planteó la posibilidad de obtener tantas condiciones de referencia como ecorregiones, de esta manera se seguía el criterio imperante en la Directiva 2000/60/CE.

Sin embargo, como las condiciones de referencia se iban a establecer para variables que reflejen la actividad antrópica y no variables que reflejen una variabilidad natural se planteó que no tenía mucho sentido hacer tantas condiciones de referencia como ecorregiones, de manera que se consideró establecer condiciones de referencia comunes para toda la CAPV.

Posteriormente, se consideró que dada la existencia de dos grandes regiones de la CAPV (vertiente cantábrica y mediterránea) en las que la divisoria de aguas cantábrico-mediterránea, divide el territorio y condiciona la hidrología, geomorfología y también la actividad económica y las presiones que afectan a cada área), parecía conveniente diferenciar estas dos zonas para el establecimiento de las condiciones de referencia.

En último término, se planteó que el objetivo del proyecto era desarrollar una metodología de clasificación del estado en base a variables relativas a las condiciones fisicoquímicas generales, no tanto el desarrollo de condiciones de referencia definitivas para el conjunto de la CAPV. Por tanto, una vez desarrollado el modelo, las condiciones de referencia se establecerán según criterios y necesidades del momento.

De todas formas, se considera que lo más importante son los criterios que se deben seguir para establecer las condiciones de referencia, por lo que exponemos a continuación los criterios seguidos en esta fase.

El modelo será válido para cualquier grupo que se trate (masas de agua cantábricas del Tipo “Ríos cantábricos calcáreos” o masas de agua mediterráneas del tipo “Ríos de Montaña húmeda calcárea”), o incluso puede ser aplicado en otras áreas geográficas ya que la única condición será utilizar en cada caso los valores de referencia adecuados y extraer los coeficientes en cada caso.

Hemos querido exponer los resultados para los tres grandes grupos en que hemos dividido los ríos de la CAPV: vertiente cantábrica, vertiente mediterránea y para el conjunto de la CAPV.

En el momento inicial de desarrollo de este método se daban las siguientes circunstancias:

• El documento guía nº 10 (Ríos y lagos- Tipología, condiciones de referencia y sistemas de clasificación) generado por el Grupo de Trabajo 2.3 o grupo REFCOND de la Estrategia Común de Implementación de la Directiva 2000/60/CE (WFD CIS guidance document nº. 10) no estaba disponible ya que fue publicado en 2003. Esto dificultaba la selección de estaciones de referencia a partir de criterios homogéneos.

• No se había iniciado el ejercicio de intercalibración para ríos, con lo cual no se disponía de sistemas de calificación homogéneos para elementos biológicos. Sin embargo en el marco de la “Red de Seguimiento del Estado Ecológico de los Ríos de la Comunidad Autónoma del País Vasco” se disponía de suficiente información respecto a este componente y se habían planteado sistemas de calificación de estado biológico coherentes con las indicaciones de la Directiva 2000/60/CE.

• Se disponía de un diseño de la “Red de Seguimiento del Estado Ecológico de los Ríos de la Comunidad Autónoma del País Vasco” que aun no representando con total proporcionalidad las tres demarcaciones, las relaciones ejes/ afluentes y tramos limpios/ tramos contaminados, sí determina una idea global y acertada de la situación real, que junto con el histórico existente permite realizar análisis de tendencias.

• El diseño de esta red de control planteado inicialmente y su evolución desde 1993 permitía disponer de información biológica y fisicoquímica de un total de 130 estaciones de control (Figura 10), que reflejan diferentes grados de contaminación y que implica entre otros un total de 6400 resultados de las variables seleccionadas para el cálculo y definición del índice multimétrico (IFQ-R).


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Figura 10 Estaciones de control de la Red de Seguimiento del Estado Ecológico de los Ríos de la Comunidad Autónoma del País Vasco”

Así, para el establecimiento de las condiciones de referencia de indicadores fisicoquímicos generales se seleccionaron todos los resultados pertenecientes a las campañas de la “Red de Seguimiento del Estado Ecológico de los Ríos de la Comunidad Autónoma del País Vasco” realizadas desde 1993 hasta 2002 en los que existiendo resultados de fisicoquímica también había resultados asociados a la comunidad de macroinvertebrados bentónicos, y por tanto se disponía de una calificación biológica del componente macroinvertebrados bentónicos mediante un índice biológico.

Recordemos que la metodología planteada se basa en utilizar las distancias vectoriales a un hipotético eje (Muy bueno-Malo) para la determinación de los EQR de acuerdo a la metodología establecida por Bald et al. (1999, 2001), es decir, el uso como métrica de la distancia euclídea entre cada uno de los registros individuales y la distancia al Buen estado y Mal estado, que funcionan como registros virtuales. Por tanto, es necesaria la obtención de condiciones de referencia tanto del buen estado como del mal estado fisicoquímico.

Para establecer las condiciones de referencia del Muy Buen estado se seleccionaron como válidos los resultados de fisicoquímica correspondientes a

campañas con un valor indicador de Muy Buen Estado para el componente macroinvertebrados bentónicos según el índice E de estado ambiental (modelo SCAF), es decir clase E5 que es en gran medida equivalente a la clase Ia del índice Iberian Biological Working Party16 (IBMWP). De igual manera para las condiciones de Mal estado se seleccionaron como válidos los que el indicador biológico estimaba un mal estado biológico según el mismo Índice E, es decir clase E1 que es en gran medida equivalente a la clase V del índice IBMWP. En resumen se identificaron las situaciones de mejor y peor estado ambiental, que se asociarían a muy buen y muy mal estado respectivamente.

Una vez se dispone de los valores de los muestreos asociados a las situaciones de muy buen estado y muy malo, se probaron tres métodos diferentes para establecer la amplitud de banda de las variables implicadas y que nos van a proporcionar las condiciones de referencia.

• Valor medio de los valores asociados a muy buena calidad química y de muy mala calidad química

16 Alba-Tercedor, J., Caracterización del estado ecológico de ríos mediterráneos ibéricos mediante el índice IBMWP (antes BMWP'). Limnética, 2002. 21: p. 175-186.


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• Valores extremos, es decir, los valores máximos y mínimos asociados a muy buena calidad química y de muy mala calidad química

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

Cada uno de los métodos de selección de amplitud de banda (muy buen estado- mal estado) se testó mediante la realización de los ACP correspondientes donde se analizaba la idoneidad de la aplicación de dichas condiciones de referencia a los datos de la Red de vigilancia. Así en cada ACP se incluyeron, junto a las más de 5000 muestras, los puntos correspondientes a las condiciones asociadas a mal o muy buen estado por cada uno de los métodos.

En la Figura 11 se ha representado el resultado del ACP global (toda la CAPV), realizado a todas las estaciones añadiendo los valores de referencia (Selección de valores mediante percentiles) como dos registros más.

-4

-3

-2

-1

0

1

2

3

4

5

Unr

ot 2

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2Unrot 1

RrRiCR5CR1

Bivariate ScattergramSplit By: Cod_Tipo

Figura 11 Representación de la nube de puntos que representan todos los registros que han sido utilizados para determinar la idoneidad de los valores de referencia establecidos. (azul referencia del Muy Buen estado y rojo referencia del mal estado)

Del análisis de los resultados obtenidos con las diversas opciones, se llegó a la conclusión de que las condiciones de referencia de Muy Mala calidad fisicoquímica quedaban mejor definidas por el percentil 10, mientras que las condiciones de Referencia de Muy Buena calidad quedaban bien

definidas con el percentil 90. Todo ello puesto que los valores representados por las condiciones de referencia se ubicaban en los extremos de la nube de puntos generada en el ACP.

En la Tabla 9 se indican los valores establecidos como condiciones de referencia del buen estado y también del mal estado fisicoquímico para tres grupos (Ríos Mediterráneos, Cantábricos y global de la CAPV) mediante el método de selección de valores mediante percentiles.

El uso de valor medio para determinar la amplitud de banda daba lugar a que en el ACP un importante número de registros se quedaran fuera de la amplitud de banda que por tanto no representa de forma coherente el espectro de posibles situaciones asociadas a las condiciones fisicoquímicas generales del agua. El uso de los valores extremos implica un rango demasiado amplio y totalmente sesgado por valores outliers en especial hacia el mal estado.

Muy bueno Malo P Valor N P Valor N

Vertiente mediterránea Saturación de oxígeno (%) 0,9 107,73 344 0,1 46,24 403

Nitritos (mg/l) 0,1 0,01 342 0,9 1,15 401 Amonio mg/l) 0,1 0,05 342 0,9 9,13 411 DBO5 mg/l) 0,1 1,00 342 0,9 14,60 401 DQO mg/l) 0,1 2,82 342 0,9 36,00 401 Nitrógeno Total mg/l) 0,1 0,57 339 0,9 14,21 400

Fósforo Total (mg/l) 0,1 0,01 324 0,9 2,08 374

Vertiente cantábrica Saturación de oxígeno (%) 0,9 107,81 194 0,1 64,51 1995



Global CAPV Saturación de oxígeno (%) 0,9 107,81 538 0,1 61,10 2398



Tabla 9 Valores establecidos como condiciones de referencia del buen estado y también del mal estado fisicoquímico. Ríos Mediterráneos, Cantábricos y global de la CAPV. (P indica el percentil usado)


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DESARROLLO DE UN ÍNDICE MULTIMÉTRICO MEDIANTE ANÁLISIS MULTIVARIANTES (COMO MÉTODO DE CÁLCULO DE LA CALIDAD)

Entre los objetos del presente trabajo se encuentra el de definir un sistema de clasificación de relativa a condiciones fisicoquímicas generales asociada a las estaciones de muestreo que permita introducir este elemento de calidad en la valoración global del estado ecológico.

Por ello, como se ha indicado anteriormente interesan variables que reflejen la actividad antrópica y no variables que reflejen una variabilidad natural de tipo mineralización.

Así, de acuerdo a la metodología establecida por Bald et al. (1999, 2001), tras la aplicación de Análisis de Componentes Principales se propone un sistema basado en el uso de la proyección de cada resultado a la línea que conecta las dos situaciones de referencia extremas y que muestran un hipotético eje de calidad (Muy bueno-Malo) en el espacio de forma definida por los factores extraídos en el análisis factorial.

Posteriormente, se usa como métrica la relación existente entre la distancia euclídea desde el punto de proyección el eje de calidad hasta la posición de malo, y la distancia entre el punto de referencia de Buen estado y Mal estado, que funcionan como registros virtuales. Así se puede determinar los EQR como la relación entre el grado de distorsión de la muestra y el grado de distorsión máximo.

Consecuentemente, aquellos resultados asociables a buen estado fisicoquímico, (ubicados cerca de la referencia de buen estado) se representarían por valores cercanos a uno y las estaciones con valores asociables a mal estado fisicoquímico (localizados cerca de la referencia de mal estado) por valores cercanos a cero.

Este sistema se pretende que sea un sistema de calificación del componente fisicoquímico de tipo general y su aplicación, por ello mismo, será también generalista. En este trabajo se presentan los resultados encontrados agrupando las masas de agua según tres grandes grupos: vertiente cantábrica por un lado, vertiente mediterránea por otro y para el conjunto de la CAPV.

Así, se realizaron tres ACP sobre las siete variables seleccionadas: saturación de oxígeno en

(%), y con transformación logarítmica en base 10, la DBO5, DQO, fósforo total, amonio, nitrito y nitrógeno total (todas en mg/l); más los resultados que definen el buen y mal estado en cada caso (condiciones de referencia), como si fueran el resultado de dos muestreos virtuales (CR5 y CR1 respectivamente) Tabla 9. Se han usado 4655 casos para el Cantábrico, 1749 casos para el Mediterráneo y 6402 para la CAPV.

Es decir, se testó la idoneidad de estos valores con el fin de comprobar que la distribución de las muestras (mas de 6000) se ajustaba a una distribución con sentido ecológico en la que los extremos estaban representados por las condiciones de referencia.

Estos análisis han permitido la extracción de tres factores que se explican a continuación con un alto grado de varianza acumulada explicada por los tres ejes: 74,4% en el caso del cantábrico, 70,1% en el mediterráneo y 72,9% para el global de la CAPV (Tabla 7).

El primer factor explica más del 40% de la varianza en cualquiera de los tres casos siendo en la vertiente cantábrica de 50,1%.

Varianza explicada Factor 1 Factor 2 Factor 3 Global

Cantábrico 0,501 0,131 0,112 0,744 Mediterráneo 0,436 0,142 0,131 0,709 Global CAPV 0,482 0,132 0,115 0,729

Tabla 10 Varianza explicada por los tres primeros factores del ACP realizado (ríos Mediterráneos, Cantábricos y CAPV) Método de extracción: ACP. Rotación sin transformación

De las 7 variables que han intervenido para la elaboración de este ACP las condiciones de oxigenación, fósforo total y amonio presentan una comunalidad muy alta (de Figura 12 a Figura 14). No obstante, la variabilidad del resto de variables se encuentra suficientemente representada mediante los factores extraídos con el análisis factorial.

En cualquiera de los ACP realizados (cantábrico, mediterráneo y global) los factores implican a las mismas variables con muy pequeñas diferencias. Por ello podemos hablar de una tendencia general que se cumple en cada vertiente y para el global.

De los tres factores extraídos mediante el Análisis Factorial, cada uno de ellos lleva asociadas las


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siguientes variables (de Figura 12 a Figura 14 y Tabla 11):

• Factor 1: porcentaje de saturación de oxígeno frente a DBO, DQO y amonio. Es el eje que marca la calidad del agua entendida como respuesta a fuentes de contaminación puntual;

es decir principalmente vertidos. Es un eje de contaminación-eutrofización.

• Factor 2: Fósforo total, y amonio frente a formas más oxidadas del componente orgánico.

• Factor 3: porcentaje de saturación de oxígeno frente a amonio, DBO y DQO.

Global Mediterráneo Cantábrico Puntuaciones factores no rotados Factor 1 Factor 2 Factor 3 Factor 1 Factor 2 Factor 3 Factor 1 Factor 2 Factor 3

Saturación de oxígeno 0,1629 -0,1609 0,9442 0,1841 0,1722 0,5886 0,1597 -0,1304 1,0036 Log (amonio) -0,2424 0,3203 -0,0302 -0,26 -0,3116 -0,0131 -0,2345 0,3118 -0,0584 Log (DBO5) -0,2243 -0,4331 -0,0896 -0,2409 0,3876 -0,1999 -0,2156 -0,4583 -0,0234 Log (DQO) -0,2126 -0,5797 -0,0416 -0,2198 0,5813 -0,1789 -0,208 -0,5718 0,0401

Log (Fósforo total) -0,1865 0,6475 0,1673 -0,1875 -0,6157 -0,1313 -0,1809 0,645 0,2177 Log (nitrito) -0,206 0,0653 0,3965 -0,2228 0,0781 0,4325 -0,1965 0,1208 0,3621

Log (Nitrógeno total) -0,1957 -0,0902 0,3942 -0,1861 -0,0563 0,685 -0,2088 -0,0795 0,2879 Tabla 11 Factores no rotados 1,2 y 3 (Unrotated score weights) que intervienen en la obtención del Índice Fisicoquímico

referenciado IFQ-R

-,550 -,148 ,760,818 ,296 -,024,757 -,400 -,072,717 -,535 -,034,629 ,597 ,135,695 ,060 ,319,661 -,083 ,317

Factor 1 Factor 2 Factor 3%o2 valor2am logdbo logdqo logpt log2ni lognt log

Unrotated Factors

,20446 ,90129,55875 ,75719,51367 ,73798,48230 ,80193,35377 ,77122,35178 ,58853,28882 ,54389

SMC Final Estimate%o2 valor2am logdbo logdqo logpt log2ni lognt log

Communality Summary

-1

-,75

-,5

-,25

0

,25

,5

,75

1

Fact

or 2

-1 -,75 -,5 -,25 0 ,25 ,5 ,75 1Factor 1

Unrotated Factor Plot

%O2

Amonio

DQODBO

Nitrógeno totalNitritos

Fósforo total

-1

-,75

-,5

-,25

0

,25

,5

,75

1

Fact

or 3

-1 -,75 -,5 -,25 0 ,25 ,5 ,75 1Factor 1


%O2

Nitritos y Nitrógeno total

Fósforo total

Amonio, DBO5 y DQO

Figura 12 Global CAPV. Comunalidad (porcentaje de la variabilidad de cada variable explicada por los factores extraídos) y disposición de las variables analizadas en relación con los factores extraídos mediante el análisis factorial con la solución sin transformación.


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-,562 -,172 ,539,794 ,311 -,012,736 -,386 -,183,672 -,579 -,164,573 ,614 -,120,681 -,078 ,396,569 ,056 ,627


Unrotated Factors

,206 ,636,498 ,728,467 ,725,435 ,814,272 ,719,347 ,627,224 ,720


Communality Summary

-1

-,75

-,5

-,25

0

,25

,5

,75

1

Fact

or 2

-1 -,75 -,5 -,25 0 ,25 ,5 ,75 1Factor 1


-1

-,75

-,5

-,25

0

,25

,5

,75

1

Fact

or 3

-1 -,75 -,5 -,25 0 ,25 ,5 ,75 1Factor 1


%O2

Fósforo total

Amonio

Nitrógeno total

Nitrito

DBO5

DQO

%O2 Fósforo total

Amonio

DBO5, DQO, Nitritos

Nitrógeno total

Figura 13 Global Vertiente mediterránea CAPV. Comunalidad (porcentaje de la variabilidad de cada variable explicada por los factores extraídos) y disposición de las variables analizadas en relación con los factores extraídos mediante el análisis factorial con la solución sin transformación.

-,560 -,120 ,788,822 ,287 -,046,756 -,421 -,018,730 -,525 ,031,634 ,593 ,171,689 ,111 ,284,732 -,073 ,226


Unrotated Factors

,221 ,948,573 ,761,523 ,749,502 ,809,371 ,783,348 ,568,384 ,592


Communality Summary

-1

-,75

-,5

-,25

0

,25

,5

,75

1

Fact

or 2

-1 -,75 -,5 -,25 0 ,25 ,5 ,75 1Factor 1


-1

-,75

-,5

-,25

0

,25

,5

,75

1

Fact

or 3

-1 -,75 -,5 -,25 0 ,25 ,5 ,75 1Factor 1


%O2

Fósforo total

Amonio

Nitrito

Nitrógeno total

DBO5

DQO

%O2

AmonioDBO5DQO

Fósforo totalNitritosNitrógeno total

Figura 14 Global Vertiente cantábrica CAPV. Comunalidad (porcentaje de la variabilidad de cada variable explicada por los factores extraídos) y disposición de las variables analizadas en relación con los factores extraídos mediante el análisis factorial con la solución sin transformación.


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En la Figura 15, Figura 16 y Figura 17 se representan gráficamente los planos factorial 1-2 y 1-3 del ACP y se representa la nube de puntos que identifica los registros analizados para cada uno de los análisis realizados.

Se observan los puntos que marcan el Muy Buen estado (CR5) y el Mal estado (CR1) y se aprecia cómo los registros analizados se disponen en una nube que se orienta a lo largo del eje entre ambos puntos.

En los tres casos los puntos extremos (ver Tabla 9) marcan satisfactoriamente este “eje de contaminación” siendo el caso cantábrico en el que los puntos extremos son “mas extremos” y engloban a

la práctica totalidad de los registros, siendo así que también es el territorio en donde se pueden encontrar los tramos mas contaminados y también aquellos que nos sirven de referencia. La vertiente mediterránea, salvo algunos casos en particular, presenta situaciones mas intermedias.

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

-4

-3

-2

-1

0

1

2

3

4

Unr

ot 2

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3Unrot 1

RrRiCR5CR1

Bivariate ScattergramSplit By: Cod_tipo

-8

-6

-4

-2

0

2

4

6

Unr

ot 3

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3Unrot 1

RrRiCR5CR1


Figura 15 Global Vertiente cantábrica CAPV. Planos factorial 1-2 y 1-3 y nube de puntos que identifica los registros analizados de los Análisis de Componentes Principales realizados. Se destacan las condiciones de referencia del “muy mal estado químico” y del “muy buen estado químico”.

-4

-3

-2

-1

0

1

2

3

4

Unr

ot 2

-6 -5 -4 -3 -2 -1 0 1 2Unrot 1

RrRiCR5CR1


-5

-4

-3

-2

-1

0

1

2

3

4

Unr

ot 3

-6 -5 -4 -3 -2 -1 0 1 2Unrot 1

RrRiCR5CR1


Figura 16 Global Vertiente mediterránea CAPV. Planos factorial 1-2 y 1-3 y nube de puntos que identifica los registros analizados de los Análisis de Componentes Principales realizados. Se destacan las condiciones de referencia del “muy mal estado químico” y del “muy buen estado químico”.


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-4

-3

-2

-1

0

1

2

3

4

Unr

ot 2

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3Unrot 1

RrRiCR5CR1


-8

-6

-4

-2

0

2

4

6

8

Unr

ot 3

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3Unrot 1

RrRiCR5CR1


Figura 17 Global CAPV. Planos factorial 1-2 y 1-3 y nube de puntos que identifica los registros analizados de los Análisis de Componentes Principales realizados. Se destacan las condiciones de referencia del “muy mal estado químico” y del “muy buen estado químico”.

DETERMINACIÓN DE EQR Y CÁLCULO DEL IFQ-R. (ÍNDICE FISICOQUÍMICO REFERENCIADO)

En todo el proceso del cálculo del IFQ-R va implícita el cálculo de la relación existente entre los valores observados para una determinada variable o métrica y los valores obtenidos para esa misma variable en las estaciones de referencia, de forma comparable a los EQR empleados en los indicadores biológicos en el marco de la Directiva 2000/60/CE.

Una vez que el análisis multivariante (ACP) realizado con las métricas seleccionadas indica que existe sentido ecológico al identificarse una gradación de contaminación orgánica frente a oxigenación, y que los resultados de las condiciones de referencia bordean la nube de puntos permitiendo considerarlas como buenas situaciones de máximos y mínimos respectivamente, se pretende establecer el valor de IFQ-R como indicador del grado de desviación respecto a las condiciones de referencia.

Los valores del índice denominado IFQ-R pretenden reflejar el grado de divergencia con las condiciones de referencia; y se corresponde con las distancias euclídeas al muy buen estado desde el punto proyectado a la línea de gradación de la contaminación (unión entre la posición de muy buen estado y el mal estado,) respecto a la distancia máxima, es decir, la distancia del bueno al malo. Por tanto todos los registros alcanzan valores entre 0 y 1, siendo el valor de 1 cuando se da la menor distorsión, es decir, cuando está más cerca de la situación de muy buen estado, como solicita la Directiva 2000/60/CE (Figura 18).

Bald et al. (1999, 2001), Belan (2003), Borja et al. (2004) y G. de Bikuña et. al. (2004). aplican metodologías similares, y en ambientes marinos han sido utilizadas por Algarra and Niell (1985).

Lógicamente, la mayor distancia corresponde a la existente entra ambos sitios de referencia (esta distancia se asimila a 1) y representan los dos extremos de las condiciones del sistema. El resto de los registros se sitúan entre ellos en el nuevo espacio definido por el ACP. De esta manera, cada estación o registro debe adquiere un valor de EQR entre 0 y 1.

Con el objeto de poder valorar la calidad fisicoquímica en cualquier nueva muestra sin tener que realizar nuevos ACP se ha realizado un enfoque numérico para usar el patrón que sigue la distribución hallada en el análisis histórico y establecido por los componentes o factores principales.

Se ha formulado una solución trigonométrica en un plano bidimensional que puede ser descrita matemáticamente por una ecuación polinomial de primer orden a partir del planteamiento indicado en la Figura 18 y basándose en los factores no rotados 1 y 2 (Tabla 11). Estos componentes y los factores que los describen absorben la mayor variación y explican más varianza de los datos que cualquier otra combinación lineal posible de las variables contempladas.

Así para el cálculo del IFQ-R se pretende dar una solución trigonométrica en un plano bidimensional debido al peso de los dos primeros factores.

Así se deben definir los siguientes puntos:


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• Xex el valor del factor 1 de la estación de muestreo,

• Yex el valor del factor 2 de la estación de muestreo,

• Xeb el valor del factor 1 para la estación de referencia de muy buen estado,

• Yeb el valor del factor 2 para la estación de referencia de muy buen estado

• Xem el valor del factor 1 para la estación de referencia de muy mal estado,

• Yem el valor del factor 2 para la estación de referencia de muy mal estado;

La solución trigonométrica en un plano bidimensional implica la realización de los siguientes cálculos: Distancia vectorial al punto de muy buen estado. (Y); Distancia vectorial al punto de muy mal estado. (Z); Distancia vectorial entre los puntos de muy mal estado y de muy buen estado. (T); Cálculo de la distancia que existe al punto de buen estado desde la proyección del punto en dos dimensiones a la recta que une el punto de buen y de mal estado (X) y Distancia relativa al punto de buen estado (IFQ-R )

Siendo las formulas que se le asocian a esos cálculos las siguientes

( ) ( )yyxx EBEXEBEXY −− +=22

; ( ) ( )yyxx EMEXEMEXZ −− +=

22

; ( ) ( )yyxx EMEBEMEBT −− +=

22

;

TTZYX 2

222 +−=

;

TXRIFQ −=− 1

; ( ) ( )

222

22

1T

yyyT

xxxT

yyyyyxRIFQ EBEMEXEBEMEXEMEBEMEBEBEB −

+−

+−−+

−=−

A : Muy buen estado

B : Muy mal estado

3

1

Factor 1

Fact

or 2

2

3

MB

B

A

MM

M

A : Muy buen estado

B : Muy mal estado

3

1

Factor 1

Fact

or 2

2

3

MB

B

A

MM

M

Figura 18 Esquema seguido para el cálculo del estado físico-químico de las aguas del País Vasco

Los datos correspondientes a Xeb, Yeb, Xem, Yem y T vienen derivados de cada uno de los Análisis de Componentes Principales realizados y se dan en la Tabla 12.

Global Cantábrico Mediterráneo

Xeb 2,01602 2,04340 1,82723 Yeb -0,21628 -0,29964 0,45978 Xem -2,64204 -2,43150 -3,50436 Yem 0,07300 0,00596 -0,26628

T 4,66703 4,48533 5,38080 Tabla 12 Posiciones factoriales de las valores de

referencia de muy buen estado (Xeb, Yeb) y de muy mal estado (Xem, Yem) y distancia entre las dos posiciones (T) para cada uno de los tres ACP utilizados.

Y

Z

T

X


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A partir de los datos de la Tabla 12, el valor de IFQ-R se puede obtener de una fórmula en el que las únicas incógnitas que faltan son las posiciones espaciales de la muestra problema, es decir, Xex y Yex. En el caso del ACP global la fórmula sería: IFQ-R=1-(0,434011792-0,21385705Xex+0,013281Yex)

Los valores Xex y Yex se pueden obtener mediante el uso de la puntuación factorial (Unrotated score weights, USW), y la correspondiente normalización de las variables con el valor medio y su desviación estándar (Tabla 13). Así se pueden obtener los factores que determinan la ubicación en el plano bidimensional de una nueva muestra en

Análisis de componentes principales según las siguientes fórmulas:

PC1= Xex= Σ((Valori -mediai)/ DSi)* USW_1i) = Σ((Valori* USW_1i/ DSi)- Σ((mediai* USW_1i)/ DSi))

PC2= Yex= Σ((Valori -mediai)/ DSi)* USW_2i) = Σ((Valori* USW_2i/ DSi)- Σ((mediai* USW_2i)/ DSi))

Es decir, usando los valores de la Tabla 13 provenientes de la serie de datos usados para el ACP y del resultado del ACP, se puede ubicar cualquier nueva muestra en el espacio bidimensional establecido por los dos primeros factores del ACP

%O2 Log10 (amonio) Log10 (DBO5) Log10 (DQO) Log10 (PT) Log10 (nitrito) Log10 (NT)

Media 88,68388129 -0,60991573 0,34323851 0,96271581 -0,75518609 -1,10930948 0,39286792 DS 15,93464152 0,63860532 0,35086490 0,35995750 0,65940329 0,65358596 0,39322458

USW_1 0,16286947 -0,24241346 -0,22432287 -0,21257638 -0,18651536 -0,20596002 -0,19573697 Global

USW_2 -0,16086884 0,32030458 -0,43308447 -0,57974987 0,64746092 0,06528355 -0,09023380 Media 88,52751450 -0,53332217 0,37409414 0,98190458 -0,70119318 -1,03826656 0,36682462

DS 14,83971728 0,63064104 0,35933547 0,36004203 0,67009974 0,67052705 0,38994767 USW_1 0,15965682 -0,23450219 -0,21555453 -0,20804301 -0,18088404 -0,19653257 -0,20876975 Cantábrico

USW_2 -0,13039735 0,31179124 -0,45826738 -0,57176652 0,64498598 0,12076693 -0,07952889 Media 89,08863 -0,81330962 0,26138636 0,91169213 -0,89898635 -1,29822994 0,46226163

DS 18,55772 0,61567966 0,31341527 0,35510709 0,60810784 0,56506263 0,39402096 USW_1 0,18406322 -0,25998546 -0,24093797 -0,21984433 -0,18745978 -0,22284311 -0,18608453 Mediterráneo

USW_2 0,17218497 -0,31159671 0,38762208 0,58126758 -0,61565082 0,07811963 -0,05629905 Tabla 13 Valores medios y desviaciones estándar de los datos usados para los ACP utilizados; y Factores no rotados 1,2 y 3

(Unrotated score weights) que intervienen en la obtención del Índice Fisicoquímico referenciado IFQ-R

Llevando los datos de la Tabla 13 a las formulas de cálculo de Xex y Yex, y finalmente a la del IFQ-R se obtiene un polinomio de primer orden que se corresponde a una ecuación o modelo general para el Cálculo de IFQ-R,

IFQ-R = 1-(A+ (B* %O2)+(C* Log10 (amonio))+ (D* Log10 (DBO5))+ (E* Log10 (DQO))+ (F * Log10 (PT))+ (G* log10 (nitrito))+ (H* Log10 (NT)))

En la Tabla 14 se muestran los factores resultantes necesarios para obtener las ecuaciones polinomiales de primer o índice multimétrico que valora la calidad de una estación según el componente fisicoquímico, es decir, el IFQ-R.

Por tanto, en el caso del ACP global de la CAPV será la ecuación polinomial de primer orden sería:

IFQ-R = 0,35783460 - [(-0,00231993 %O2) + (0,0878411Log10 (NH4)) + (0,12033473Log10 (DBO5)) + (0,10490488Log10 (DQO)) + (0,06871787Log10

(NO2)) + (0,07353095Log10 (PT)) + (0,10340487Log10 (NT))]); todos los resultados en mg/l excepto saturación de oxígeno.

Global CAPV Mediterráneo Cantábrico

A 0,64216540 0,63138445 0,66600803 B -0,00231993 -0,00205911 -0,00252656 C 0,08784110 0,09045176 0,09022060 D 0,12033473 0,11054785 0,11405712 E 0,10490488 0,07295544 0,10440414 F 0,07353095 0,08215447 0,07466325 G 0,06871787 0,06915466 0,06793082 H 0,10340487 0,09054999 0,11598687

Tabla 14 Factores de las Ecuaciones polinomiales de primer orden basados en los factores no rotados 1 y 2 de los Análisis de Componentes Principales realizados (ríos Mediterráneos, Cantábricos y CAPV)y necesarios para el cálculo de IFQ-R

Éste índice por tanto permite mediante una ecuación simple valorar el grado de divergencia respecto a condiciones de referencia de los resultados asociados a un muestreo.

También se puede trasladar a una valoración anual mediante su valor medio anual o valor percentil. La valoración anual permite obtener resultados más estables que los que proporciona un único valor y cubre todo el espectro del año analizado sin decidirse a priori por ningún periodo en particular, sin embargo, la valoración puntual permite la detección de situaciones de stress.


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4.5. SELECCIÓN DE ESTACIONES DE REFERENCIA

4.5.1 CRITERIOS REFCOND

El documento Guidance Document No. 10. Rivers and Lakes – Typology, Reference Conditions and Classification Systems, en su anexo Tool 1. Proposed pressure screening criteria for selecting potential reference condition sites or values, define condiciones de referencia o de estado alto como un estado actual o pasado que se asocia a niveles de presión nulos o muy bajos, sin efectos debidos a urbanización, industrialización o agricultura intensiva y con mínimas modificaciones físico-químicas, hidromorfológicas y biológicas.

Establece que para la selección de sitios de referencia se deben cumplir los siguientes criterios:

• Las fuentes de contaminación difusa de origen agrícola, o de cualquier otro uso intensivo del suelo, deben ser total o prácticamente inexistentes.

• Los contaminantes sintéticos específicos procedentes de fuentes de contaminación puntual deben aparecer en concentraciones cercanas a cero o, al menos, por debajo de los límites de detección de las técnicas analíticas de uso general más avanzadas.

• Los contaminantes no sintéticos específicos deben aparecer en concentraciones dentro de los márgenes que corresponden normalmente a condiciones inalteradas, lo que se denomina valores de fondo.

• Ausencia de otras fuentes de contaminación puntual o la presencia de descargas locales con efectos ecológicos menores

• Las alteraciones morfológicas directas deber permitir la adaptación y recuperación de los ecosistemas a un nivel de biodiversidad y funcionalidad ecológica equivalente al de las masas de agua naturales.

• Las extracciones de agua y las regulaciones del flujo deben representar reducciones en los niveles de flujo muy pequeñas, de forma que no supongan más que efectos insignificantes en los elementos de calidad.

• La vegetación de ribera adyacente deben ser la apropiada al tipo correspondiente y a la localización geográfica de la masa de agua.

• La introducción de peces, crustáceos, moluscos o cualquier otro tipo de animales o plantas, debe ser compatible con un daño menor a la biota autóctona. No de debe detectar impactos por especies de flora o fauna invasora.

• Las industrias pesqueras y la acuicultura deben permitir el mantenimiento, la estructura, la productividad, el funcionamiento y la diversidad de los ecosistemas (incluyendo el hábitat y las especies dependientes y relacionadas ecológicamente) de los que depende la actividad industrial asociada.

• El almacenamiento de peces no indígenas no debe afectar significativamente la estructura y funcionamiento del ecosistema.

• El uso recreativo no será intensivo (camping, baño, piragüismo, etc.)

4.5.2 CRITERIOS GIG CENTRAL BÁLTICO

Estos criterios generales determinados por la Guía REFCOND en el documento Guidance Document No. 10 fueron concretados por el Grupo Geográfico de Intercalibración Central Báltico en el documento denominado Final Intercalibration Report. Central Baltic Rivers GIG (macro-invertebrate working group Annex 2.2.1.3 Reference screening questionnaire) en los mediante las siguientes propuestas:

Es poco probable encontrar ubicaciones totalmente inalteradas (al menos debido a la deposición atmosférica mundial) en un estado cercano a prístino (excepto quizás en algunos parques nacionales). El concepto estado prístino no es relevante en la práctica para la definición de condiciones de referencia para el Grupo Geográfico de Intercalibración Central Báltico.


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Si se va a usar una base de datos histórica, debería ser procedente de un período de tiempo sin actividad intensiva de carácter industrial, hidráulico o agrícola.

Los criterios de selección de sitios de referencia se basan en presiones antropogénicas, que deben ser nulas o muy bajas; el problema es definir un nivel de presión muy bajo que de lugar a impactos insignificantes o muy bajo a nivel ecosistémico.

Impacto insignificante podría interpretarse como difícilmente diferenciable de la variabilidad natural (espacial o temporal) en lo que corresponde a los elementos biológicos.

Una primera validación de impacto muy bajo debería evaluarse en base a parámetros abióticos (fisicoquímicos o hidromorfológicos)

• En una primera fase, los elementos biológicos no se consideran entre los criterios de selección.

• En una segunda fase, aquellas ubicaciones donde las comunidades acuáticas muestren valores biológicos bajos estadísticamente deben revisarse las presiones a las que está sometidas, y los sitios dudosos deben eliminarse.

• El proceso de revisión debe considerar posibles errores en la evaluación de las presiones, y en los métodos de muestreo de las comunidades biológicas. Si después de la revisión, no se detectan ni presiones significativas ni errores de muestreo, estos sitios se pueden considerar representativos de la variabilidad natural del tipo.

Sin embargo, cualquier muestra que caiga fuera del rango de buen estado ecológico debería incluirse en el cálculo de valores de referencia para el elemento de calidad biológica considerado.

Los impactos en el río o en la cuenca no deben afectar a las características originales, esto es, la comunidad acuática debe estar alterada de forma mínima. Las comunidades específicas del tipo y las condiciones deben estar representadas.

Un tramo de río que se considere como candidato a sitio de referencia debe situarse dentro de una tipología nacional. Tiene que tener poblaciones representativas del tipo.

Las probables presiones que afectan al sitio de referencia deben evaluarse en tres escalas espaciales relevantes: la cuenca vertiente al sitio, la escala de tramo (es decir, la masa de agua) y el sitio de referencia propiamente dicho.

Las longitudes mínimas propuestas para los tramos de río son:

• >1 km para ríos pequeños ( orden 1- 3),

• >5 km para ríos de tamaño medio (orden 4- 5),

• >10 km para ríos grandes (orden mayor de 6).

Para cada criterio de presión se definen dos umbrales:

• Un umbral de referencia, por debajo del que un sitio es considerado como probable de referencia.

• Un umbral de rechazo por encima del cual el sitio no se considera como sitio de referencia y se elimina., y que se corresponde con una alta probabilidad de impacto significativo,

• Las ubicaciones que tengan todos los criterios por debajo del de referencia se consideran sitios de referencia.

• Ubicaciones que tengan la mayoría de los criterios por debajo de los umbrales de referencia y solo algunos parámetros entre los umbrales de referencia y de rechazo se consideran sitios de referencia posibles. Para estos sitios, solo se permite que unas pocas presiones (por ejemplo menos del 10% de los criterios) puedan exceder el umbral de referencia.

• Si en una ubicación se sobrepasa el umbral de rechazo en algún criterio ya no debe considerarse como sitio de referencia. Estos sitios podrían considerarse solamente tras una revisión cuidadosa de los efectos acumulados de las presiones mediante el uso de expertos locales

Asimismo se estableció un diagrama de flujo para la selección o rechazo de sitios de referencia, Figura 19, extraído del documento Final Intercalibration Report. Central Baltic Rivers GIG (macro-invertebrate working group Annex 2.2.1.4: Reference screening flowchart)


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Inter-calibration river site

Criterion 1

Referencethreshold

Rejectionthreshold

Impacted

Not reference

site

X

Referencesite

Possible reference

site

?

Criterion 3

Criterion 2

Criterion 4 etc…

+

1 or more criteria above rejection threshold

Remaining criteria between reference

and rejection threshold

=90% criteria below reference threshold

All criteria belowreference threshold

Evaluation of cumulative

pressures by expert

judgement

Figura 19 Diagrama de flujo para la selección de estaciones de referencia.

Los impactos en el río o dentro de la cuenca deben tener solo efectos locales para poder considerase como en un estado de referencia.

Se propone usar la clasificación del CORINE Land Cover (Coordination of Information on the Environment; CLC) para la evaluación del uso del suelo en la cuenca y en el área riparia. Sin embargo, el uso del suelo representa una fuerza motriz más que una presión, y así debe entenderse como que representa una probabilidad de impacto. La clasificación del CLC debe considerarse con precaución. Se proponen las siguientes definiciones:

• Uso artificial del suelo: La suma de todas las categorías de la clase 1. (áreas urbanas continuas y discontinuas, zonas industriales y comerciales, infraestructuras de comunicación, minas, etc...)

• Agricultura intensiva: la suma de las categorías del CLC que se corresponden con alto potencial de impacto procedente de las actividades agrícolas: suelo cultivable (incluyendo zonas de regadío), cultivos permanentes (con cultivos anuales asociados), viñedos, huertos, olivares, modelos de cultivo complejos, - códigos CLC: 2.1, 2.2, 2.4.1, 2.4.2.

• Áreas agrícolas de baja intensidad: la suma de las categorías del CLC que se corresponden con bajo potencial de impacto procedente de las actividades agrícolas: pastos, suelo ocupado

principalmente por agricultura con áreas significativas de vegetación natural, áreas agro-forestales: - códigos CLC: 2.3.1, 2.4.3, 2.4.4.

• Áreas seminaturales: Bosques y áreas naturales, zonas húmedas, cuerpos de agua - códigos CLC: 3.1.1, 3.1.2, 3.1.3, 3.2, 3.3, 4 y 5.

Contaminación puntual.

Otros vertidos/ descargas (contaminación urbana)

• Alteraciones menores de las condiciones fisicoquímicas, esto es, cerca de los valores de fondo naturales.

• Ausencia de vertidos o vertidos con carácter muy local con efectos ecológicos mínimos.

• Ausencia de sucesos de contaminación industrial (contaminación salina o térmica, etc.…)

Los siguientes criterios pueden usarse para validad niveles muy bajos de contaminación puntual:

• Nivel muy bajo de urbanización, evaluada por el porcentaje de suelo correspondiente a áreas artificiales de la cuenca (CLC clase 1). pueden usarse los siguientes umbrales:

- "Umbral de referencia" <0.4% de uso artificial del suelo en el área de cuenca vertiente.

- Para valores entre 0.4% y 0.8% debe realizarse una validación en base a datos fisicoquímicos


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- "Umbral de rechazo": 0.8 % de uso artificial del suelo en el área de cuenca vertiente.

- Por encima de 0.8%, es necesaria una validación con parámetros fisicoquímicos a escala de sitio.

Para tramos de río pequeños: ausencia de vertidos puntuales, o impactos muy localizados con autodepuración.

Para tramos mayores o ríos: se permite un nivel de vertido puntual muy bajo. Si existen fuentes puntuales, es necesaria una validación con parámetros fisicoquímicos.

Como alternativa para validar los efectos ecológicos mínimos, pueden usarse las clases de calidad saprobiológica del agua (de acuerdo con los tipos o ecorregiones). Si se usan estos criterios deben explicarse.

Contaminantes específicos sintéticos. Las sustancias mencionadas en el anexo X y/o en el anexo VIII de la Directiva 2000/60/CE deben tener concentraciones al menos por debajo de los límites de detección de alas técnicas analíticas de uso general más avanzadas.

Los valores medidos de otras sustancias sintéticas de origen humano deben estar bajo los objetivos de calidad o cerca de concentraciones naturales de fondo, excepto para las que sean de origen atmosférico. El impacto de la polución atmosférica en tramos de ríos de referencia debe ser indetectable (por ejemplo reducción de la comunidad acuática por acidificación).

Contaminantes específicos no sintéticos. Solo se permiten alteraciones menores de las condiciones fisicoquímicas, es decir, cerca de los valores de fondo naturales si puede estimarse, sino el límite de detección (cuantitativo) puede usarse de forma provisional. Ausencia de vertidos de contaminantes específicos no sintéticos aguas arriba.

Si no se dispone de datos químicos, se pueden usar los siguientes criterios para validar el nivel muy bajo de presiones generales tóxicas:

- Para tramos pequeños: ausencia de vertidos contaminantes tóxicos conocidos.

- Para tramos mayores y ríos: ausencia de sospecha de vertidos contaminantes tóxicos;

si se dan fuentes de contaminación tóxica actual o antigua en la cuenca, relación PEC / PNEC <1.

- En áreas agrícolas, los sitios con riesgo de contaminación por pesticidas de acuerdo con los mapas existentes de riesgo, deben evitarse.

Fuentes de contaminación difusa.

Intensificación de uso del suelo: Agricultura, silvicultura.

La porción de uso humano del suelo en la cuenca vertiente (agricultura, forestal) debe ser pequeña y mostrar solo efectos locales. En el caso de planicies aluviales específicas del tipo, debe mantenerse la conectividad lateral y vertical. Los sitios de referencia deben tener una amplia zona de transición ribereña con vegetación riparia específica del tipo.

El uso del suelo aguas arriba del sitio de referencia debe cumplir con los siguientes criterios:

Agricultura intensiva: <20% del área de la cuenca vertiente como umbral de referencia; y <50% del área de la cuenca vertiente como umbral de rechazo. Sin embargo, en tierras bajas llanas sitios con uso agrícola intensiva entre 20% y 50% pueden tenerse en cuenta si:

- No hay riesgo significativo de erosión del suelo

- El fondo de valle esta ocupado principalmente por áreas agrícolas de baja intensidad (principalmente pastos) y/o áreas seminaturales; y el corredor ripario está globalmente preservado a escala de sitio y de tramo.

Entre 20% y 50% de agricultura intensiva, se recomienda una validación con parámetros fisicoquímicos a escala de sitio.

Cría de ganado: solo cría de ganado no intensiva (al aire libre); <1.25 unidades animal por hectárea en la cuenca vertiente.

Viñedos, huertos: <1% de la cuenca vertiente, y no situados en la zona ribereña.

Zonas de riego ≤ 10%

Silvicultura: <30% de plantaciones arbóreas (coníferas, eucaliptos...). Si hay plantaciones en más


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del 30% del área de la cuenca vertiente, incluso sin signos de acidificación, el corredor ripario debe estar protegido y compuesto de la vegetación natural específica del tipo.

Acidificación: Ausencia de signos de acificación por plantaciones de coníferas (en suelos silicios). pH >6. Si pH <6, es necesario determinar si el sitio es de forma natural ácido.

Eutrofización: Ausencia de signos de proliferación de plantas (macrófitas, algas). Si es posible debe validarse con datos químicos.

Vegetación riparia

Definición de la zona riparia: la anchura mínima de la zona riparia o corredor que debe considerarse es 30 m para tramos pequeños (orden 1-3), 50m para ríos de tamaño medio (orden 4 - 5) y 100 m para ríos grandes (orden ≥ 6)

En la escala de tramo: En ámbitos agrícolas (agricultura intensiva entre 20% y 50%), <10% del tramo con uso agrícola intensivo del suelo. El uso del suelo como corredor ripario debe ser superior al 90% en áreas de agricultura de baja intensidad o seminaturales. En zonas no agrícolas (agricultura intensiva <20%): el fondo de valle y el corredor ripario debe estar ocupado por áreas de agricultura de baja intensidad o seminaturales. Áreas artificiales: <10% del tramo.

En la escala de sitio: La zona riparia del sitio está completamente rodeada por vegetación específica del tipo o uso seminatural del suelo, con la posible excepción de los accesos al río. Continuidad de la vegetación de ribera: ininterrumpida o con pocas interrupciones (acceso al sitio).La conectividad latera entre el río y el corredor ripario se mantiene a lo largo del sitio. Ausencia de impacto directo de pisoteo de Ganado.

Alteraciones morfológicas

Morfología del río

Las condiciones hidromorfológicas específicas del tipo se mantienen (incluyendo los elementos mencionados en el anexo V de la Directiva 2000/60/CE ), dando lugar a la conservación de todos los tipos de hábitat asociados.

La dinámica morfológica natura se mantiene, con ausencia de influencia humana y de carácter mínimo.

Condiciones morfológicas mínimamente alteradas tienen un alto potencial para retornar a las condiciones naturales de flujo sin la acción human en un futuro cercano.

- En la escala de cuenca:

Transporte de sedimentos: Ausencia de presas que modifiquen significativamente el régimen de sedimentos (retención de sedimentos) dando lugar a alteraciones morfológicas, evidenciadas por signos de incisión en el cauce (por ejemplo, incisión >0.2m * orden del tramo, aparición de cauce rocoso desnudo…).

Barreras a la migración para sitios de referencia para peces: Este tema tiene que ser tratado específicamente por los expertos en peces para la definición de condiciones de referencia para peces.

Sugerencia para condiciones de referencia para peces:

"Continuidad" para peces debe estar relacionada con el mantenimiento de la continuidad del río y del tramo para facilitar el movimiento de especies específicas del tipo que pueden representar el estado de referencia – por ejemplo, los peces tienen que tener acceso tanto a las zonas de desove (que pueden estar en tramos superiores) como a las zonas cría (que pueden estar en tramos inferiores) y las especies anfidromas deben tener acceso al mar.

Si esta condición no se da y algunas especies migratorias están ausentes, estas especies deben añadirse al listado de especies de peces específicas del tipo.

En la escala de tramo (si no existe un mapa general de alteraciones morfológicas, se requiere una evaluación experta del tramo seleccionado):

Resistencia al flujo: <10% del tramo debe estar afectado por Resistencia al flujo, debido a efectos hidráulicos de presas, etc.… El % de tramo afectado por Resistencia al flujo puede evaluarse por la relación entre la suma de alturas de las presas (en metros) y la diferencia total en altura entre el punto inicial y final del tramo (pendiente * longitud en metros).

Canalización: <10% del tramo debe estar afectado por obras duras (como modificación de los perfiles longitudinal y/o transversal, estrechamiento de márgenes, pérdida de conectividad lateral…), a parte


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de eso, el cauce y la orilla deben estar compuesto de materiales naturales.

Estabilización: <20% del tramo debe estar afectado por obras blandas (como por ejemplo protección de márgenes, presas alejadas, mantenimiento de cauces que no afectan el perfil longitudinal y/o transversal y la conectividad lateral globalmente se mantiene…).

Si se dan ambos tipos de obras, debe estar afectado menos del 10% del tramo.

Acumulación de finos: deben evitarse los tramos en los que se sospeche una acumulación de finos anómala, debido a erosión de suelo agrícola, (juicio de experto).

Conexión con aguas subterráneas: Conexión total con aguas subterráneas de forma lateral y vertical.

Condiciones del sustrato: Deben corresponderse con la tipología a la que pertenece.

Perfil del río y variaciones en anchura y profundidad. Deben corresponderse con la tipología a la que pertenece.

Continuidad fluvial: En la escala de tramo, la continuidad del río no debe estar alterada por barreras de origen humano y deben permitir la migración inalterada de organismos acuáticos (incluyendo las poblaciones residentes de peces). En la escala de tramo, la continuidad del río no debe estar alterada por barreras de origen humano y deben permitir el libre transporte de sedimentos.

En la escala de sitio: El sitio no debe encontrarse en una zona directa o indirectamente impactada por la cercanía de estructuras artificiales aguas arriba o aguas abajo. Falta de modificaciones estructurales en el cauce (presas) que afecten la conectividad longitudinal y transversal, el movimiento natural del cauce fluvial, carga de sedimentos, agua y biota (con la excepción de cascadas naturales). Solo se aceptan construcciones artificiales pequeñas con efectos locales menores.

Detracción de agua

En la escala de cuenca: Ausencia de presas o de almacenamiento de agua que afecten significativamente el régimen de caudal bajo,

alteración de caudal bajo<20% del mínimo de flujo mensual.

En la escala de tramo: Se permiten solo reducciones menores en el caudal de tal forma que solo tengan efectos menores en los elementos de calidad.

Ausencia de detracción de agua significativa en el tramo. Los efectos acumulado de la regulación y la detracción de agua en las escalas de cuenca y de tramo debe ser inferior 20% del régimen de caudal bajo.

Regulación de caudal

En la escala de cuenca: Ausencia de presas que modifiquen significativamente el régimen natural de caudales, es decir, supresión de avenidas frecuentes (<5 años) con desarrollo anómalo de vegetación en el canal o modificación de caudales bajos (20%, modificación de la descarga mínima natural mensual de caudales

La capacidad total de almacenamiento del embalse en la cuenca es <5% del aporte medio anual en el sitio.

Ausencia de cambios en las características del caudal anual natural (específico del tipo, caudales estacionales altos y bajos)

En la escala de tramo: Ausencia de secciones con by-pass con caudal residual. Ausencia de hidroeléctrica con efecto de emboladas (relación entre caudal de embolada y caudal base <2). Ausencia de regulación de flujo (presa) en el tramo.

Presiones biológicas

Introducción de especies alóctonas.

NB: El tema es dar una definición sensata de especie alóctona y dejar claro si una puede clasificarse como tal, y en tal caso en que condiciones. Se considera que es un tema que debe discutirse en un nivel europeo.

Propuesta de definición de especie alóctona: especie no indígena recientemente introducida (esto es, durante el siglo XX) o en una etapa temprana de diseminación en el tramo fluvial, que no tenga un carácter conocido de suponer riesgo de ser invasiva.

Propuesta de definición de especie invasora: especie alóctona en una fase de colonización active,


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que es cuantitativamente predominante en su comunidad, y cuyo desarrollo altera significativamente la composición y abundancia de la comunidad específica del tipo. Estas especies, mediante efectos directos o indirectos, puede inducir riesgo de extinción de la biota indígena, y alterar el funcionamiento global del ecosistema.

En la escala de sitio, ausencia de especies invasoras, pero se toleran especies alóctonas que no se encuentren en una fase invasora.

Piscifactorías y acuicultura

Ausencia de piscifactoría intensiva (comercial). La piscifactorías, gestión piscícola y/o acuicultura que no tengan impactos en la población piscícola se toleran, es decir, se debe mantener la población de peces específica del tipo. La pesca o almacenamiento de peces debe estar limitada, y no debe producir efectos en el funcionamiento del ecosistema. Contaminación directa por plantas de acuicultura nula o muy limitada.

Biomanipulación

Ausencia de biomanipulación.

Otras presiones

Usos recreativos

Ausencia de uso recreativo intensiva próximo a escala de sitio. Ausencia de actividades regulares de baño o navegación a motor. Los usos recreativos ocasionales (tales como camping, baño, navegación) deben dar lugar a alteraciones mínimas del ecosistema.

Por otro lado, el Grupo de Intercalibración Central Báltico estableció una propuesta de umbrales de referencia para una selección de parámetros físico químicos (Work paper for the CB GIG; Jean-Gabriel WASSON ; Cemagref, Cellule DCE, UR BEA/LHQ, Lyon, France.; April 4th, 2006). En este documento proponen una tabla de concentraciones de

parámetros químicos para definir el estado de referencia en diferentes tipos de ríos. El objetivo es permitir los cálculos de intercalibración, y es una contribución para la búsqueda de los valores definitivos.

El Grupo de Intercalibración Central Báltico Indica que estos valores de referencia deben usarse para someter a revisión los sitios de referencia y el modo de utilizarlos es el siguiente:

Se deben comparar concentraciones procedentes de muestras recogidas de los sitios de referencia o en sus proximidades con los valores de la tabla.

Si el valor obtenido en el sitio de referencia es mayor que el valor de la tabla (o en el caso de DO menor), no se debería considerar ese sitio como de referencia para los propósitos de intercalibración. Se debería ignorar ese sitio a la hora de calcular los valores de referencia de las métricas de los indicadores biológicos (los valores de referencia resultan del valor medio de los sitios de referencia).

Si se dispone de suficientes datos de control de estos sitios de referencia como para determinar el percentil 10 o 90 con suficiente precisión, se pueden usar los valores de percentil 10 o 90 de la tabla.

Se estima que se necesitan al menos 24 muestras recogidas a intervalos regulares para realizar la comparación de los valores de percentil de la tabla con los obtenidos. Si se dispone de menos datos, se debe comparar el valor medio de la tabla con la media de los datos obtenidos. Se estima que no es necesario eliminar los datos obtenidos en estos sitios que no cumplen este criterio y que por tanto se considera que no están en un estado de referencia para el objeto de esta intercalibración. Es posible que la definición de Estado de Referencia cambie. Los valores de la tabla no se consideran definitivos.


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R-C1 R-C2 R-C3 R-C4 R-C5 R-C6 RC6 Basque Country

mean 2,4 2,4 2 2,4 2,4 2,4 1,3-1,5 BOD P90 3,6 3,6 2,75 3,6 3,6 3,6 3,6-3.9 mean 95-105 95-105 95-105 95-105 95-105 95-105 92-103 DO P10-P90 85-115 90-110 90-110 85-115 85-115 85-115 91,77 mean 0,1 0,05 0,05 0,1 0,1 0,1 0,12 NH4 P90 0,25 0,12 0,12 0,25 0,25 0,25 0,26

PO4 mean 40 30 20 40 40 40 20-60 NO3 inv mean 6 6 2 6 6 6 1,7 NO3 diat mean 4 4 2 4 4 4

Tabla 15 Límites para definir el Estado de Referencia en diferentes tipos comunes de intercalibración. (BOD = Demanda biológica de oxígeno (5 días) a 20ºC, con adición de alyl-thiourea para inhibir la demanda de oxígeno de la nitrificación química del amonio; DO = % saturación, medido a la luz del día; NH4 = Amonio total como mg/l de Nitrógeno; PO4 = Fósforo soluble reactivo como µg/l of Fósforo (= fósforo Ortofosfato NO3: Nitrógeno total como mg/l de N-NO3 mg / l para invertebrados (inv) y para diatomeas (diat)

4.5.3 CRITERIOS ADAPTADOS A LA INFORMACIÓN DISPONIBLE EN LA CAPV

En el caso de los ríos de la Comunidad Autónoma del País Vasco se estima que se dispone de suficiente información relativa a resultados analíticos y relativos a diferentes tipos de presiones.

Así, en este documento, se plantea la posibilidad de obtener condiciones de referencia para los indicadores de calidad relativos a indicadores fisicoquímicos generales mediante la información obtenida en estaciones de muestreo de los trabajos de la Red de seguimiento de la calidad de las masas de agua superficial de la CAPV, tras analizar el grado de cumplimiento de criterios de selección como estaciones de referencia.

Así, una vez definido el territorio o el ámbito de trabajo, se ha intentado aplicar los criterios de la guía REFCOND y del Grupo de Intercalibración Central Báltico de la forma más estricta posible.

Por otro lado, para adaptar los criterios a la información disponible se ha utilizado información disponible a partir de inventarios y datos obtenidos en las redes de vigilancia de la calidad de las masas de agua superficial de la CAPV, y sobre la base de criterios coherentes y consistentes con anteriores trabajos como el Informe relativo a los artículos 5 y 6 de la Directiva Marco del Agua 2000/60/CE para el ámbito de la Demarcación de las cuencas Internas del País Vasco realizado por Administración Hidráulica de la Comunidad Autónoma del País Vasco, y que posteriormente amplio su ámbito de estudio al resto de la CAPV.

La información que se ha usado en la aplicación de los criterios ha sido procedente de:

• CORINE (Coordination of Information on the Environment) Land Cover 2006

• Caracterización de las masas de agua superficiales continentales de la CAPV (2002). Inventario de impactos, entendido como obras hidráulicas o actividades que puedan provocar efectos negativos sobre el medio acuático, y valoración de la calidad del bosque de ribera.

• Análisis de presiones derivado del informe relativo a los artículos 5 y 6 de la Directiva 2000/60/CE (2004).

• Red de seguimiento de la calidad de las masas de agua superficial de la CAPV. Datos de campo y analíticos relativos a ríos

• Análisis según artículos 8 y 15 de la Directiva 2000/60/CE (2006)).

Así, para todas las estaciones o sitios disponibles se ha realizado un análisis de su grado de idoneidad para ser consideradas sitios de referencia o no en base a criterios de cumplimiento de umbrales de referencia y umbrales de rechazo, para finalmente ser sometidos a un test biológico previo al estudio para establecer las condiciones de referencia.

Los criterios empleados son los siguientes

CRITERIOS RELATIVOS A CONTAMINACIÓN PUNTUAL

En relación con contaminación puntual y relacionada con actividad urbano-industrial se toma como:

• Umbral de referencia Un uso artificial del suelo (CLC; suma de todas las categorías de la clase 1) menor o igual al 0,4% respecto a la superficie


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de cuenca vertiente al sitio candidato a referencia.

• Umbral de posible aceptación que se de un uso artificial del suelo entre 0,4 y 0,8 % respecto a la superficie de cuenca vertiente al sitio candidato a referencia; y que a la vez se de las siguientes condiciones: un valor promedio (desde 2004 a 2007) de Demanda Biológica de Oxígeno (5 días) inferior o igual a 2,4 mg/l; que disponiéndose de al menos 4 muestreos los contaminantes sintéticos específicos analizados muestren resultados inferiores al límite de detección con una frecuencia igual o superior al 25%; y que disponiéndose de al menos 4 muestreos los contaminantes sintéticos no específicos analizados muestren resultados inferiores a las normas de calidad con una frecuencia igual o superior al 10%

• Umbral de rechazo. Un uso artificial del suelo superior al 0,8 % respecto a la superficie de cuenca vertiente al sitio candidato a referencia; o que se de alguna de las siguientes condiciones: un valor promedio (desde 2004 a 2007) de Demanda Biológica de Oxígeno (5 días) superior a 2,4 mg/l; que disponiéndose de al menos 4 muestreos los contaminantes sintéticos específicos analizados muestren resultados inferiores al límite de detección con una frecuencia menor al 25%; y que disponiéndose de al menos 4 muestreos los contaminantes sintéticos no específicos analizados muestren resultados inferiores a las normas de calidad con una frecuencia menor al 10%

CRITERIOS RELATIVOS A CONTAMINACIÓN DIFUSA

En relación con contaminación difusa y con actividad agrícola se toman los siguientes umbrales:

• Umbrales de referencia: un uso seminatural del suelo (Bosques y áreas naturales, zonas húmedas, cuerpos de agua - códigos CLC: 3.1.1, 3.1.2, 3.1.3, 3.2, 3.3, 4 y 5) mayor o igual al 70% respecto a la superficie de cuenca vertiente al sitio candidato a referencia, dándose un uso agrícola intensivo del suelo (la suma de suelo cultivable-incluyendo zonas de regadío- cultivos permanentes -con cultivos anuales asociados-, viñedos, huertos, olivares, modelos de cultivo complejos, - códigos CLC: 2.1, 2.2, 2.4.1, 2.4.2.)

menor o igual al 10% respecto a la superficie de cuenca vertiente al sitio candidato a referencia; y un buen grado de cobertura del bosque de ribera, es decir, un valor mayor o igual a 15 del primer grupo de valoración del índice QBR17 (QBR1- Grado de cobertura riparia) medido a nivel de tramo de caracterización (estudio 2002) o como valor promedio obtenido por la red de seguimiento desde 2002 hasta la fecha.

• Umbral de posible aceptación: un uso seminatural del suelo (Bosques y áreas naturales, zonas húmedas, cuerpos de agua - códigos CLC: 3.1.1, 3.1.2, 3.1.3, 3.2, 3.3, 4 y 5) entre el 50 y el 70% respecto a la superficie de cuenca vertiente al sitio candidato a referencia, dándose un uso agrícola intensivo del suelo (la suma de suelo cultivable (incluyendo zonas de regadío), cultivos permanentes (con cultivos anuales asociados), viñedos, huertos, olivares, modelos de cultivo complejos, - códigos CLC: 2.1, 2.2, 2.4.1, 2.4.2.) entre el 10 y el 25% respecto a la superficie de cuenca vertiente al sitio candidato a referencia; así como un uso agrícola extensivo del suelo (la suma de las categorías del CLC que se corresponden con bajo potencial de impacto procedente de las actividades agrícolas: pastos, suelo ocupado principalmente por agricultura con áreas significativas de vegetación natural, áreas agro-forestales: - códigos CLC: 2.3.1, 2.4.3, 2.4.4.) inferior al 50% respecto a la superficie de cuenca vertiente al sitio candidato a referencia, y un buen grado de cobertura del bosque de ribera, es decir, un valor mayor o igual a 15 del primer grupo de valoración del índice QBR (QBR1- Grado de cobertura riparia) medido a nivel de tramo de caracterización (estudio 2002) o como valor promedio obtenido por la red de seguimiento desde 2002 hasta la fecha. Como test complementario de aceptación se considera que un valor promedio de nitratos inferior o igual a 12 mg NO3/l para el período 2002-2007 permite considerar al sitio como posible sitio de referencia.

• Umbral de rechazo. un uso seminatural del suelo inferior al 50%, o un uso agrícola intensivo del

17 Munné, A.; Solà, C. & Prat, N. (1998). QBR: Un índice rápido para la evaluación de la calidad de los ecosistemas de ribera. Tecnología del Agua, 175: 20-37.


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superior al 25%; o un uso agrícola extensivo del suelo superior al 50% y un grado de cobertura del bosque de ribera que se corresponda con un valor inferior a 15 del primer grupo de valoración del índice QBR medido a nivel de tramo de caracterización (estudio 2002) o como valor promedio obtenido por la red de seguimiento desde 2002 hasta la fecha. Como test de complementario de rechazo se considera que un valor promedio de nitratos superior a 12 mg NO3/l para el período 2002-2007 permite rechazar al sitio como posible sitio de referencia.

CRITERIOS RELATIVOS A ALTERACIONES HIDROMORFOLÓGICAS. DETRACCIÓN DE CAUDAL

En relación con alteraciones hidromorfológicas y con detracción de caudal, derivados del Análisis de presiones del informe relativo a los artículos 5 y 6 de la Directiva 2000/60/CE para las cuencas internas del País Vasco se toman los siguientes umbrales:

• Umbral de referencia que la relación entre el sumatorio de las detracciones relevantes por usos consuntivos (incluyendo abastecimiento urbano, industrial y regadíos), en la cuenca vertiente al tramo al que pertenece la estación, y el caudal en régimen natural sea inferior o igual a 0,5%. Se entiende como captaciones relevantes aquellas que abastecen a más de 50 habitantes o proporcionan un caudal medio superior a 10 m3/día.

• Umbral de posible aceptación: que la relación antes indicada se encuentre entre un 0,5 y un 20%.

• Umbral de rechazo: que la relación antes indicada sea superior al 20%.

CRITERIOS RELATIVOS A ALTERACIONES HIDROMORFOLÓGICAS. REGULACIÓN DE CAUDAL

En relación con alteraciones hidromorfológicas y con detracción de caudal, se toman los siguientes umbrales:

• Umbral de referencia. Ausencia de embalse aguas arriba, en el mismo eje que el sitio candidato a referencia o que se de un tributario de orden similar entre el embalse y el sitio de forma que se amortigüe el efecto de la detracción/regulación hasta que se considere como no significativo.

• Umbral de rechazo: Presencia de embalse aguas arriba, en el mismo eje que el sitio candidato a referencia y sin que se de un tributario de orden similar entre el embalse y el sitio.

CRITERIOS RELATIVOS A ALTERACIONES HIDROMORFOLÓGICAS. DERIVACIÓN DE CAUDAL

En relación con alteraciones hidromorfológicas y con derivación de caudal, se toman los siguientes umbrales:

• Umbral de referencia: Ausencia de presión significativa por hidroeléctricas en el tramo de la estación, es decir, la presión ejercida sobre las masas de agua de la categoría río por derivaciones de caudal de centrales hidroeléctricas de lugar a que no se produzca derivación de caudal, o ésta es inferior al 0,1% del caudal natural.; o que el caudal derivado por todos los tipos de centrales supera el 0,1% del caudal natural.

• Umbral de rechazo: Presión significativa por hidroeléctricas en el tramo de la estación, es decir, la presión ejercida sobre las masas de agua de la categoría río por derivaciones de caudal de centrales hidroeléctricas de lugar a que no se produzca derivación de caudal, o ésta es superior al 0,1% del caudal natural.; o que el caudal derivado por todos los tipos de centrales supera el 0,1% del caudal natural.

CRITERIOS RELATIVOS A ALTERACIONES HIDROMORFOLÓGICAS. VEGETACIÓN DE RIBERA

En relación con alteraciones hidromorfológicas y con la vegetación de ribera, se toman los siguientes umbrales:

• Umbral de referencia: Idoneidad del bosque de ribera que se corresponda con un valor superior a 70 del sumatorio de los tres primeros grupo de valoración del índice QBR (QBR1: Grado de cobertura riparia, QBR2: Estructura de la cobertura y QBR3 Calidad de la cobertura) medido a nivel de tramo de caracterización (estudio 2002) o como valor promedio obtenido por la red de seguimiento desde 2002 hasta la fecha.

• Umbral de posible aceptación: Un valor del sumatorio de QBR1, QBR2 y QBR3 entre 50 y 70, medido a nivel de tramo de caracterización


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(estudio 2002) o como valor promedio obtenido por la red de seguimiento desde 2002 hasta la fecha.

• Umbral de rechazo: Un valor del sumatorio de QBR1, QBR2 y QBR3 inferior a 50, medido a nivel de tramo de caracterización (estudio 2002) o como valor promedio obtenido por la red de seguimiento desde 2002 hasta la fecha.

CRITERIOS RELATIVOS A ALTERACIONES MORFOLÓGICAS. DEFENSAS

En relación con alteraciones hidromorfológicas y con defensas en una o ambas orillas, o las canalizaciones del cauce, se toman los siguientes umbrales:

• Umbral de referencia que el porcentaje de longitud afectada por defensas sea inferior o igual al 1%.

• Umbral de posible aceptación que el porcentaje de longitud afectada por defensas esté entre 1 y un 5%.

• Umbral de rechazo: que el porcentaje de longitud afectada por defensas sea superior al 5%.

CRITERIOS RELATIVOS A ALTERACIONES MORFOLÓGICAS. COBERTURAS

En relación con alteraciones hidromorfológicas y con coberturas del cauce, se toman los siguientes umbrales:

• Umbral de referencia: porcentaje de longitud del tramo afectada por coberturas sea inferior o igual al 0,1%.

• Umbral de posible aceptación que el porcentaje del tramo longitud afectada por coberturas esté entre 0,1 y 1%.

• Umbral de rechazo: que el porcentaje de longitud del tramo afectada por coberturas sea superior al 1%.

CRITERIOS RELATIVOS A ALTERACIONES MORFOLÓGICAS. AZUDES

En relación con alteraciones hidromorfológicas y con la presión ejercida por la presencia de azudes en las masas de agua de la categoría río, se toman los siguientes umbrales:

• Umbral de referencia: que la altura máxima de azudes presentes no supere los 3 metros

• Umbral de posible aceptación que la altura máxima de azudes presentes se encuentre entre 3 y 6 metros.

• Umbral de rechazo: que la altura máxima de azudes presentes sea superior a 6 metros.

CRITERIOS RELATIVOS A ALTERACIONES MORFOLÓGICAS. GRADO DE NATURALIDAD DEL CANAL FLUVIAL

En relación con alteraciones hidromorfológicas y con la naturalidad del canal fluvial se toman los siguientes umbrales:

• Umbral de referencia: Grado de naturalidad del canal fluvial que se corresponda con un valor de 25 del cuarto grupo de valoración del índice QBR (QBR4: Grado de naturalidad del canal fluvial)

• Umbral de posible aceptación un valor de QBR4 entre 15 y 25.

• Umbral de rechazo: un valor de QBR4 inferior a 15.

CRITERIOS RELATIVOS A PRESIONES BIOLÓGICAS. ESPECIES INTRODUCIDAS

En relación con presiones biológicas y con la presión ejercida por la presencia de especies introducidas en las masas de agua de la categoría río, se toma como:

• Umbral de referencia que se hayan detectado menos de 2 veces especies introducidas de crustáceos, peces y plantas vasculares inventariadas por los trabajos de la Red de seguimiento de la calidad de las masas de agua superficial de la CAPV.

• Umbral de rechazo: que se hayan detectado más de 2 veces especies introducidas de crustáceos, peces y plantas vasculares inventariadas por los trabajos de la Red de seguimiento de la calidad de las masas de agua superficial de la CAPV.

CRITERIOS RELATIVOS A PRESIONES BIOLÓGICAS. PESCA DEPORTIVA.

En relación con presiones biológicas y con la presión ejercida por actividad de pesca deportiva en las masas de agua de la categoría río, se toma como umbral de referencia que el sitio candidato a


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referencia no se encuentre en un tramo acotado para pesca deportiva. Si se encuentra en tramo acotado se considera rechazado como sitio de referencia.

CRITERIOS RELATIVOS AL CUMPLIMIENTO DE CRITERIOS

Siguiendo lo indicado por el GIG Central Báltico, las estaciones de control que cumplen todos los criterios por debajo del umbral de referencia se consideran sitios de referencia.

El GIG Central Báltico indica que las ubicaciones que cumplan la mayoría de los criterios por debajo de los umbrales de referencia y solo algunos parámetros entre los umbrales de referencia y de rechazo se consideran sitios de referencia posibles. Para estos sitios, solo se permite que unas pocas presiones (por ejemplo menos del 10% de los criterios) puedan exceder el umbral de referencia.

Si en una ubicación se sobrepasa el umbral de rechazo en algún criterio ya no debe considerarse como sitio de referencia. Estos sitios podrían considerarse solamente tras una revisión cuidadosa de los efectos acumulados de las presiones mediante el uso de expertos locales.

Debido a la necesaria adaptación a la información disponible, la interpretación que se ha realizado en este trabajo es que:

• Son validas como estaciones de referencia aquellas que cumpliendo el umbral de referencia para los criterios de presión por contaminación puntual, por contaminación difusa, por detracción de caudal y por alteración de la vegetación riparia, no superan para resto de criterios el umbral de rechazo.

• Se consideran como posibles estaciones de referencia aquellas que no sobrepasando el umbral de rechazo para los criterios de presión por contaminación puntual, por contaminación difusa, por detracción de caudal y por alteración de la vegetación riparia consigue entre 75 y 100 según el sistema de puntuación de la Tabla 16. En estos casos debe aplicarse como test de contraste un criterio biológico supletorio, es decir, el valor promedio de todos los registros

disponibles del índice Iberian Biological Working Party18 (IBMWP) debe ser superior a 110.

Presión Puntos Contaminación difusa. Actividad agrícola 20 Contaminación puntual. Actividad urbano-

industrial 25

Alteraciones hidromorfológicas. Detracción 10 Alteraciones hidromorfológicas. Regulación 10 Alteraciones hidromorfológicas. Derivación 10 Alteraciones hidromorfológicas. Vegetación

riparia 10

Alteraciones morfológicas 10 Presiones biológicas. Especies introducidas 2,5

Presiones biológicas. Pesca fluvial 2,5 Tabla 16 Sistema de puntuaciones de cumplimiento de

criterios de selección de estaciones de referencia.

• No son validas como estaciones de referencia aquellas que sobrepasan el umbral de rechazo para alguno de los criterios de presión por contaminación puntual, por contaminación difusa, por detracción de caudal y por alteración de la vegetación riparia.

• No son validas como estaciones de referencia aquellas que aún no sobrepasando el umbral de rechazo para los criterios de presión por contaminación puntual, por contaminación difusa, por detracción de caudal y por alteración de la vegetación riparia, no alcanza un total de 75 puntos, Tabla 16.

• No son validas como estaciones de referencia aquellas estaciones que siendo posibles estaciones de referencia no cumplen los criterios biológicos aplicados como test de contraste.

18 Alba-Tercedor, J., Caracterización del estado ecológico de ríos mediterráneos ibéricos mediante el índice IBMWP (antes BMWP'). Limnética, 2002. 21: p. 175-186.


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4.5.4 ESTACIONES DE REFERENCIA SELECCIONADAS

Tras aplicar los criterios de selección de estaciones de referencia a sobre las 171 estaciones de control de ríos pertenecientes a la Red de seguimiento de la calidad de las masas de agua superficial de la CAPV, sitas en masas de agua definidas por el Informe relativo a los artículos 5 y 6 de la Directiva Marco del Agua 2000/60/CE (para el ámbito de la Demarcación de las cuencas Internas del País Vasco realizado por Administración Hidráulica de la Comunidad Autónoma del País Vasco, y que posteriormente amplio su ámbito de estudio al resto de la CAPV), y en los que se han obtenido resultados de indicadores de fisicoquímica general; se deduce que:

• Se dispone de un total de 35 estaciones de control validas como estaciones de referencia.

• Se está en disposición de obtener condiciones de referencia para dos tipologías de la vertiente mediterránea: 12-Ríos de montaña mediterránea calcárea y 26-Ríos de montaña húmeda calcárea.

• Se está en disposición de obtener condiciones de referencia para tres tipologías de la vertiente cantábrica: 22- Ríos cantabro-atlánticos

calcáreos, 23-Ríos vasco-pirenaicos y 30-Ríos costeros cantabro-atlánticos.

• En la vertiente cantábrica no se dispone de sitios de referencia para dos tipologías: 29-Ejes fluviales principales cantabro-atlánticos calcáreos y 32-Pequeños ejes cantabro-atlánticos calcáreos.

• En la vertiente mediterránea no se dispone de sitios de referencia para dos tipologías: 12-1-Ríos de montaña mediterránea calcárea subtipo Salado, 15-Ejes mediterráneo-continentales poco mineralizados y 9-Ríos mineralizados de la baja montaña mediterránea.

Estaciones

Código Referencia No referencia Total 12 6 23 29 26 6 9 15

12-1 0 2 2 15 0 1 1 9 0 1 1

22 15 40 55 23 5 21 26 30 3 11 14 29 0 12 12 32 0 16 16

TOTAL 35 136 171 Tabla 17 Número de estaciones por tipología.

Selección de estaciones de referencia.

Masa de Agua Tipología Código

Estación UTMX UTMY

Ega-B 12 EGI102 545570 4727402 Inglares-A 12 ING175 518465 4722185 Omecillo-B 12 OME244 496050 4741605 Ayuda-A 12 ZAI018 533884 4734292 Ayuda-A 12 ZAI026 533775 4733749 Ayuda-A 12 ZAI088 533212 4727954 Aguera-A 22 AGG024 478783 4785670 Artibai-A 22 ART062 538505 4789175

Barbadun-A 22 BAR126 488797 4791084 Barbadun-B 22 BAR190 490280 4795790 Barbadun-A 22 BGA075 489187 4791825

Butroe-A 22 BUT022 520880 4794099 Butroe-A 22 BUT062 520475 4796745

Angiozar-A 22 DAG050 545224 4773160 Indusi-A 22 IIN030 523585 4772055

Karrantza-A 22 KAR022 469667 4780623 Karrantza-A 22 KAR130 469902 4788496

Masa de

Agua Tipología Código Estación UTMX UTMY

Herrerías-A 22 KHE086 490978 4769970 Herrerías-A 22 KHE100 491608 4770898

Lea-A 22 LEA022 533565 4789610 Lea-A 22 LEA112 537340 4795525

Deba-A 23 DEB034 535455 4759073 Oiartzun-A 23 OIA044 595817 4792946 Zaldibia-A 23 OZA038 570718 4762067

Altzolaratz-A 23 UAL090 564212 4788665 Urola-A 23 URO026 554750 4761987 Baia-A 26 BAI072 513741 4762126

Omecillo-A 26 OMC028 485056 4751231 Omecillo-A 26 OME080 485750 4747045

Purón-A 26 PUR080 481322 4744197 Santa

Engrazia-A 26 ZSE042 527756 4768106

Undabe-A 26 ZUN070 525840 4762217 Ea-A 30 LEX036 533991 4802262 Ea-A 30 LEX046 533694 4803226

Mape-A 30 OKM040 523574 4801617 Tabla 18 Relación de estaciones de referencia de estaciones y tipología asociada.


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Estaciones de referenciaResto EstacionesEstación Referencia

Tipología ríos propuesta GV 2007Ejes fluviales principales cantabro-atlánticos calcáreosPequeños ejes cantabro-atlánticos calcáreosRíos cantabro-atlánticos calcáreosRíos costeros cantabro-atlánticosRíos vasco-pirenáicosRíos de montaña húmeda calcáreaRíos de montaña mediterránea calcáreaRíos mineralizados de la baja montaña mediterráneaEjes mediterráneo-continentales poco mineralizados

Figura 20 Estaciones de control en ríos. Selección de estaciones de referencia.

4.6. ESTABLECIMIENTO DE LÍMITES ENTRE ESTADOS DE CALIDAD

Aplicando lo indicado en el apartado 1.1.1, consideramos que disponemos de una serie de ubicaciones inalteradas o mínimamente alteradas y su número es adecuado para determinar un valor fiable de la media, mediana o la moda, así como los valores de distribución (percentiles, límites de confianza). Por tanto, el uso de datos de muestreo nos debe permitir establecer las condiciones de referencia.

Al igual que diversos GIG, en este trabajo se van a obtener los valores de referencia (Umbral inferior o Lower Anchor) de cada métrica como el valor mediana o percentil 50 de los valores observados en las estaciones de referencia seleccionadas.

El actual borrador de Orden Ministerial por el que se establece la instrucción Técnica de Planificación indica que “en el caso de las condiciones fisicoquímicas generales, los valores de cambio de clase de los diferentes indicadores se establecerán a partir de estudios que caractericen las condiciones naturales y relacionen, en cada tipo, las condiciones fisicoquímicas con los valores de cambio de clase de los indicadores biológicos”.

“En ausencia de tales estudios, podrá considerarse como límite muy bueno/bueno el valor correspondiente a una desviación del 15% respecto a las condiciones de referencia y como límite bueno/moderado el correspondiente a una desviación del 25%, siempre y cuando se encuentren dentro de los rangos que se establecen en la tabla siguiente:”

Oxígeno disuelto > 5 mg/l

6 < pH < 9 DBO5 < 6 mg/l

Nitrato < 25 mg/l Amonio < 1 mg/l

Fósforo total < 0,4 mg/l Tabla 19 Umbrales máximos para establecer el límite

del buen estado de algunos indicadores fisicoquímicos de los ríos

Muchos Estados Miembros participantes en los Grupos Geográficos de Intercalibración han realizado la denominada aproximación REFCOND para determinar los límites entre clases de estado a partir de indicadores biológicos. De acuerdo con esta aproximación, y aplicando un criterio similar, para los indicadores fisicoquímicos generales que afectan a los indicadores biológicos en este trabajo


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establecemos que el límite de clase entre el estado muy bueno y bueno (H/G boundary) se corresponde con:

• Percentil 75 de los valores obtenidos en las estaciones de referencia para las métricas que aumentan a medida que aumenta la presión.

• Percentil 12,5 y 87,5 de los valores obtenidos en las estaciones de referencia para las métricas que tienen una distribución más o menos normal (oxígeno disuelto, saturación de oxígeno), es decir, que pueden desviarse de las condiciones de referencia por la presencia de presiones tanto aumentando como disminuyendo.

Para métricas que se incrementan a la vez que se intensifica la presión el valor de Ecological Quality Ratio se obtiene según la siguiente fórmula:

EQR= (Umbral superior-Valor observado)/ (Umbral máximo-Umbral inferior)

Por lo tanto es necesario determinar el Umbral superior (Upper Anchor) que sirve para determinar la amplitud de banda. Este valor es un valor coherente con el valor límite de las peores condiciones posibles. En los GIG se ha establecido que si hay sitios en mal estado el Umbral superior será el percentil 95% o 90% de todos los valores de esos sitios en mal estado o el más alto valor obtenido. Si no hay datos de sitios en mal estado se puede extrapolar si existen datos de otros gradientes.

De acuerdo con esta definición, para los indicadores fisicoquímicos generales que afectan a los indicadores biológicos en este trabajo establecemos que el valor de umbral se corresponde con:

• Percentil 95 de los valores obtenidos en las estaciones de no referencia para las métricas que aumentan a medida que aumenta la presión.

• Percentil 5 y 95 de los valores obtenidos en las estaciones de no referencia para las métricas que teniendo una distribución más o menos normal (oxígeno disuelto, saturación de oxígeno) y que por tanto pueden desviarse de las condiciones de referencia por la presencia de presiones tanto aumentando como disminuyendo.

De acuerdo con la aproximación REFCOND, para cada tipo, el rango de valores entre el límite muy bueno y bueno (H/G boundary) y el Umbral superior (Upper Anchor) se divide en cuatro partes iguales.

Así la marca de clase superior de este rango se corresponde con el límite bueno/ moderado (G/M), la siguiente se corresponde con el límite moderado/deficiente (M/D) y la última con el límite deficiente/malo (D/M).

El umbral máximo en algunos casos ha sido ajustado para que el umbral G/M sea acorde con la Tabla 19. Estos valores son acordes fundamentalmente con el anexo III del Real Decreto 927/1988 de 29 de julio, por el que se aprueba el Reglamento de la Administración Pública del Agua y de la Planificación Hidrológica, en desarrollo de los Títulos II y III de la Ley de Aguas.

En otros casos se ha modificado el umbral máximo a juicio de experto, puesto que se ha considerado que los valores derivados de las estaciones de no referencia no son los valores límite de las peores condiciones posibles.


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5. RESULTADOS

5.1. MÉTRICAS INDIVIDUALES

Las métricas relacionadas con los indicadores fisicoquímicos generales que afectan a los indicadores biológicos en ríos se pueden dividir en dos grupos:

• GRUPO I: Métricas que aumentan su valor a medida que aumenta la presión: Demanda Biológica de Oxígeno 5 días (DBO5), Demanda Química de Oxígeno (DQO), Amonio (2AM), Nitratos (2NA), Nitrógeno total (NT), Fósforo total (PT) y Ortofosfatos (PO4).

• GRUPO II: Métricas en las que el aumento de presión puede provocar distorsión de los valores de referencia tanto por exceso como por defecto: Oxígeno disuelto (OD), el porcentaje de saturación de oxígeno (%O2) y el pH.

Para la determinación de condiciones de referencia y objetivos ambientales de estas métricas: se dispone de las referencias de la Tabla 20.

Indicador Umbrales máximos B/M ríos según IPH

RD 927/1988. ANEXO III. Salmónidos

RD 927/1988. ANEXO III Ciprínidos.

Reference Thresholds of selected chemical parameters for the Central-Baltic GIG intercalibration

OD ≥ 5 mg/l ≥ 9 mg/l ≥ 7 mg/l %O2 - - 95% - 105% pH 6 - 9 6 - 9 39697

DBO5 < 6 mg/l < 3 mg/l < 6 mg/l Mediana 2.4 mg/l; Percentil 90 3.6 mg/l DQO - - -

2AM ≤ 1 mg/l ≤ 1 mg/l ≤ 1 mg/l Mediana 0,1 mg N-NH4/l 0,129 mg/l Percentil 90 0,25 mg N-NH4/l 0,327 mg/l

2NA ≤ 25 mg/l - - 2 - 4 mg/l N-N03, according to the Type 8,86 -17,71 mg/l NT - - - PT ≤ 0,4 mg/l 0,2 mg/l ≤ 0,4 mg/l

PO4 - - - 20 µg/l for C3; 30 µg/l for C2, 40 µg/l for the other types Tabla 20 Referencias previas sobre umbrales de calidad.

Seguidamente se van a mostrar una serie de diagramas tipo Box plot, en los que se va a presentar la siguiente información:

• GRUPO I: Resultados asociados a estaciones de referencia: percentil 50 (mediana), percentil 25 (Q1), percentil 75 (Q3), percentil 10 y percentil 90.

• GRUPO II: Resultados asociados a estaciones de referencia: percentil 50 (mediana), percentil 25 (Q1), percentil 75 (Q3), percentil 12,5 y percentil 87,5.

• Resultados asociados a estaciones de no referencia: percentil 50 (mediana), percentil 25 (Q1), percentil 75 (Q3), percentil 5 y percentil 95.

Esta forma de presentar los resultados pretende servir para:

• Establecer la existencia de diferencias significativas entre los diferentes tipos en función

de la distribución de los resultados asociados a estaciones de referencia.

• Validar los valores de referencia (percentil 50) o los rangos de referencia (p25-p75) obtenidos a partir de los resultados asociados a estaciones de referencia.

• Establecer los umbrales entre los estados muy bueno y bueno (H/G boundary), es decir, el percentil 75 o el rango percentil 12,5- percentil 87,5) obtenidos a partir de los resultados asociados a estaciones de referencia.

• A partir de los resultados asociados a estaciones de no referencia, establecer los valores umbrales máximos (percentil 95 y/o percentil 5) como indicadores del mayor grado de distorsión respecto a las condiciones de referencia.

Asimismo se presentan tablas de resultados con los datos de percentiles asociados a cada tipo.


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5.1.1 DEMANDA BIOLÓGICA DE OXÍGENO 5 DÍAS (DBO5)

Respecto a los valores asociados a estaciones de referencia se observa una muy alta homogeneidad de resultados, en la que los valores p10, p25, p50 y p75 se asocian a los valores de límites de detección manejados, es decir, 1 mg/l o 2 mg/l.

Las diferencias de valores de p50 entre los diferentes tipos se deben al diferente número de resultados asociado a cada límite de detección aplicado. De esto se concluye que los valores de referencia es común a todos los tipos, es decir, menor que el límite de detección que se establece en 2 mg/l.

Por otro lado el valor umbral muy bueno/bueno, valores de p75, también es común a todos los tipos (2 mg/l)

Respecto al establecimiento del valor umbral máximo se observa a partir de los datos de estaciones de no referencia la existencia de diferentes grados de presión asociadas a las tipologías analizadas. Las diferencias entre tipos se deben a un mayor o menor número de datos asociados que reflejan una variedad de ubicaciones con diferente grados de presión. Se puede inducir que el valor p95 de todas las estaciones de no referencia (13 mg/l) es

una buena referencia para establecer el valor umbral máximo.

DBO5 (REF)

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

TOTAL 12 22 23 26 30

DBO5 (NO_REF)

0

5

10

15

20

25

TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9

Figura 21 DBO5. Box-plot. Tipos y condiciones

de referencia y no referencia.

DBO TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9

REF 2,0 1,6 2,0 2,0 2,0 1,8 MB/B 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 B/M 4,8 4,5 4,8 6,5 2,3 3,7 M/D 7,5 7,0 7,5 11,0 2,6 5,3 D/M 10,3 9,5 10,3 15,5 2,9 7,0 UMBRAL 13,0 12,0 13,0 20,0 3,3 8,7 13,0 3,9 7,9 12,0 2,0 N_REF 1310 290 668 68 192 92 N_NO_REF 6515 1212 2051 537 289 413 1006 29 125 849 4

Tabla 21 DBO5. Marcas de clase globales y por tipo; y recuento de registros

Siguiendo lo establecido en el apartado 4.6 los valores de marcas de clase para Demanda Biológica de Oxígeno 5 días serían los establecidos en la Tabla 22, que van asociados a los valores de EQC calculados a partir de la fórmula de cálculo del valor de Ecological Quality Ratio para DBO5, que es la siguiente: EQR_DBO5= (13-Valor observado)/ (13-2).

DBO EQC REF <2,0 1,000 MB/B 2,0 1,000 B/M 4,8 0,750 M/D 7,5 0,500 D/M 10,3 0,250 UMBRAL 13,0 0,000

Tabla 22 DBO5. Valores límites de clase y valores EQC


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5.1.2 DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (DQO)

Respecto a los valores asociados a estaciones de referencia se observa una muy alta homogeneidad de resultados. Los valores de límites de detección manejados han sido 2 y 5 mg/l lo que hace que los valores p10 y p25 sean acordes con los límites de detección registrados para cada tipo; y los valores p50 oscilan entre 6 y 7,1 mg/l. Esta homogeneidad indica que se puede establecer un valor de referencia común a todos los tipos, es decir, el valor p50 de todas las estaciones de referencia (6,4 mg/l).

Por otro lado el valor umbral muy bueno/bueno, valores de p75, también es muy homogéneo, oscilando entre 8,8 y 10 mg/l, pudiendo concluir que las pequeñas diferencias existentes entre los tipos son reflejo de las pequeñas diferencias de grados de presión registradas más que de diferencias en condiciones naturales asociadas a cada tipo.

Respecto al establecimiento del valor umbral máximo se observa a partir de los datos de estaciones de no referencia la existencia de diferentes grados de presión asociadas a las tipologías analizadas. Las diferencias entre tipos se deben a un mayor o menor número de datos asociados que reflejan una variedad de ubicaciones con diferente grados de presión. El tipo 12_1 Ríos de montaña mediterránea calcárea subtipo Salado es el que muestra el mayor rango de presiones a pesar de mostrar pocos registros. Sin embargo de la Figura 22 se puede inducir que el valor p95 de todas las estaciones de no referencia (39,1 mg/l) es una buena referencia para establecer el valor umbral máximo.

DQO (REF)

0

5

10

15

20

TOTAL 12 22 23 26 30

DQO (NO_REF)

0

10

20

30

40

50

60

TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9

Figura 22 DQO. Box-plot. Tipos y condiciones

de referencia y no referencia.

Siguiendo lo establecido en el apartado 4.6 los valores de marcas de clase para Demanda Química de Oxígeno serían los establecidos en la Tabla 24, que van asociados a los valores de EQC calculados a partir de la fórmula de cálculo del valor de Ecological Quality Ratio para DQO, que es la siguiente: EQR_DQO=(39,1-Valor observado)/ (39,1-6,4)

DQO EQC REF 6,4 1,000 MB/B 9,9 0,893 B/M 17,2 0,670 M/D 24,5 0,447 D/M 31,8 0,223 UMBRAL 39,1 0,000

Tabla 23 DQO. Valores límites de clase y valores EQC

DQO TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9 REF 6,4 6,4 6,2 6,0 6,7 7,1 MB/B 9,9 9,7 10,0 8,8 9,9 9,8 B/M 17,2 15,9 19,8 20,7 13,4 16,4 M/D 24,5 22,1 29,5 32,6 16,8 22,9 D/M 31,8 28,3 39,3 44,6 20,3 29,5 UMBRAL 39,1 34,5 49,0 56,5 23,7 36,1 30,4 167,2 29,6 33,0 20,9 N_REF 1309 290 667 68 192 92 N_NO_REF 6516 1212 2049 538 289 413 1007 29 125 850 4

Tabla 24 DQO. Marcas de clase globales y por tipo; y recuento de registros


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5.1.3 AMONIO (2AM)

Respecto a los valores asociados a estaciones de referencia se observa una alta homogeneidad de resultados. El valor de límite de detección manejado ha sido 0,05 mg/l lo que hace que los valores p10 y p25 sean acordes con este límite de detección. Asimismo los valores p50 son acordes con este límite de detección, con la excepción del tipo 22-Ríos cantabro-atlánticos calcáreos (0,08 mg/l) y del tipo 30_Ríos costeros cantabro-atlánticos (0,14 mg/l). Estos valores ligeramente superiores se deben a registros individuales asociados a estaciones con un grado de presión ligeramente superior al resto y no a diferencias debidas a diferentes condiciones naturales. Esta homogeneidad indica que se puede establecer un valor de referencia común a todos los tipos, es decir, el valor p50 de todas las estaciones de referencia (0,05 mg/l) que es coincidente con el límite de detección manejado.

Por otro lado el valor umbral muy bueno/bueno, valores de p75, es menos homogéneo, oscilando entre 0,05 y 0,25 mg/l. Las diferencias existentes entre los tipos son reflejo de los diferentes de grados de presión registrados más que de diferencias en condiciones naturales asociadas a cada tipo. Esto implica que se puede considerar que a partir de los datos disponibles una buena aproximación de umbral H/G es el valor p75 de todos los datos de referencia (0,18 mg/l).

Respecto al establecimiento del valor umbral máximo se observa a partir de los datos de estaciones de no referencia la existencia de diferentes grados de presión asociadas a las tipologías analizadas. Las diferencias entre tipos se deben a un mayor o menor número de datos asociados que reflejan una variedad de ubicaciones con diferente grados de presión.

Los tipos 23 Ríos vasco-pirenaicos y 12 Ríos de montaña mediterránea calcárea son los que muestran el mayor rango de presiones. Sin embargo de la Figura 23 se puede inducir que el valor p95 de todas las estaciones de no referencia (4,48 mg/l) es una

buena referencia para establecer el valor umbral máximo.

2AM (REF)

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

TOTAL 12 22 23 26 30

2AM (NO_REF)

0

2

4

6

8

10

TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9

Figura 23 Amonio. Box-plot. Tipos y

condiciones de referencia y no referencia.

Siguiendo lo establecido en el apartado 4.6 el valor de marca de clase bueno/moderado (G/M) para Amonio sería 1,26 mg/l, que es superior a la referencia indicada en la Tabla 19, es decir, mayor que 1 mg/l. Esto implica que para cumplir esa referencia se deba ajustar el valor umbral máximo a 3,46 mg/l de tal forma que las marcas de clase para Amonio sean las de la Tabla 24, y que la fórmula de cálculo del valor de Ecological Quality Ratio para Amonio sea la siguiente: EQR_2AM: (3,46-Valor observado)/ (3,46-0,05).

2AM EQC REF 0,05 1,000

MB/B 0,18 0,962 B/M 1,00 0,721 M/D 1,82 0,481 D/M 2,64 0,240

UMBRAL 3,46 0,000 Tabla 25 Amonio. Valores límites de clase y valores

EQC


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2AM TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9 REF 0,050 0,050 0,080 0,050 0,050 0,140 MB/B 0,180 0,148 0,220 0,050 0,093 0,250 B/M 1,255 1,747 1,295 2,332 0,185 1,507 M/D 2,330 3,346 2,370 4,614 0,277 2,764 D/M 3,406 4,945 3,444 6,896 0,369 4,020 UMBRAL 4,5 6,5 4,5 9,2 0,5 5,3 3,1 1,9 2,2 3,9 0,1 N_REF 1326 290 684 68 192 92 N_NO_REF 6760 1253 2122 567 300 422 1048 29 136 879 4

Tabla 26 Amonio. Marcas de clase globales y por tipo; y recuento de registros.

5.1.4 NITRATO (2NA)

En el caso de nitrato el valor de límite de detección manejado ha sido 0,01 mg/l, que es muy inferior a los valores p10 registrados en las estaciones de referencia.

Respecto a los valores asociados a estaciones de referencia se observa una menor homogeneidad de resultados que con otras métricas. El valor p50 más alto se registra para el tipo 12 Ríos de montaña mediterránea calcárea (8,1 mg/l) y el menor en el tipo 30 Ríos costeros cantabro-atlánticos (2,6 mg/l). En los otros tres tipo el valor p50 resulta más similar (3,6-5,0 mg/l).

Debemos recordar que la selección de sitios de referencia se ha realizado en base a criterios de no presión indicados en el apartado 4.4, dirigidos especialmente a la búsqueda de condiciones de referencia para indicadores biológicos. Así, como criterios relativos a contaminación difusa (página 43) se indica como test complementario de aceptación un valor promedio de nitratos inferior o igual a 12 mg NO3/l para el período 2002-2007. Dentro de este rango de concentraciones de nitrato se dan diferentes niveles de presión en las estaciones de referencia seleccionadas lo cual es acorde con los valores p50 registrados.

La mayor presión por contaminación difusa se asocia a la zona representada por el tipo 12 Ríos de montaña mediterránea calcárea, con lo que se puede deducir que el valor p50 que se le asocia no se debe a diferentes condiciones naturales sino a un mayor o menor grado de presión asociado dentro de lo que se puede considerar como presión no significativa.

Así es congruente establecer un valor de referencia común a todos los tipos, es decir, el valor p50 de todas las estaciones de referencia (5,0 mg/l).

Por otro lado el valor umbral muy bueno/bueno, valores de p75, es poco homogéneo (3,4 - 12,8 mg/l).

La explicación a estas diferencias es la misma que se ha dado para la decisión del valor p50. Esto implica que se puede considerar que a partir de los datos disponibles una buena aproximación de umbral H/G es el valor p75 de todos los datos de referencia (7,7 mg/l).

2NA (REF)

0

5

10

15

20

TOTAL 12 22 23 26 30

2NA (NO_REF)

0

10

20

30

40

50

TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9

Figura 24 Nitrato. Box-plot. Tipos y

condiciones de referencia y no referencia.

Respecto al establecimiento del valor umbral máximo se observa, a partir de los datos de estaciones de no referencia, la existencia de diferentes grados de presión asociadas a las tipologías analizadas. Así los tipos 12, 12_1, 15 y 9 (todos ellos de la vertiente mediterránea) son los que muestran un mayor grado de presión reflejo probablemente de la mayor actividad agrícola asociada a la vertiente mediterránea. Dentro de la vertiente mediterránea está también el tipo 26 Ríos de


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montaña húmeda calcárea que al igual que los tipos de la vertiente cantábrica muestra un valor de umbral máximo menor reflejo de una menor presión agrícola. Así se concluye que las diferencias entre tipos se deben a un mayor o menor número de datos asociados que reflejan una variedad de ubicaciones con diferente grados de presión.

De la Figura 24 se puede inducir que el valor p95 de todas las estaciones de no referencia (27,2 mg/l) es una buena referencia para establecer el valor umbral máximo.

Siguiendo lo establecido en el apartado 4.6 los valores de marcas de clase para Nitrato serían los

establecidos en la Tabla 27, que van asociados a los valores de EQC calculados a partir de la fórmula de cálculo del valor de Ecological Quality Ratio para Nitrato, que es la siguiente: EQR_2NA: (27,2-Valor observado)/ (27,2-5)

2NA EQC REF 5,0 1,000 MB/B 7,7 0,877 B/M 12,6 0,658 M/D 17,5 0,438 D/M 22,3 0,219 UMBRAL 27,2 0,000

Tabla 27 Nitrato. Valores límites de clase y valores EQC

2NA TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9


Tabla 28 Nitrato. Marcas de clase globales y por tipo; y recuento de registros.

5.1.5 NITRÓGENO TOTAL (NT)

En el caso de nitrógeno total los valores de límite de detección manejados han sido 0,2 y 0,4 mg/l, que es muy inferior a los valores p10 registrados en las estaciones de referencia.

Respecto a los valores asociados a estaciones de referencia se observa una menor homogeneidad de resultados que con otras métricas. El valor p50 más alto se registra para el tipo 12 Ríos de montaña mediterránea calcárea (2,27 mg/l) y el menor en el tipo 30 Ríos costeros cantabro-atlánticos (0,90 mg/l). En los otros tres tipo el valor p50 resulta más similar (1,48-1,70 mg/l).

Los nitratos son los que mayor porcentaje aportan al valor de nitrógeno total, por lo tanto las diferencias detectadas en la métrica nitrógeno total entre los tipos se pueden deber a la misma causa que ha explicado las diferencias en nitratos, es decir, que se dan diferentes niveles de presión, no diferentes condiciones naturales, en las estaciones de referencia seleccionadas lo cual es acorde con los valores p50 registrados reflejo de un mayor o menor grado de presión asociado dentro de lo que se puede considerar como presión no significativa. Así es congruente establecer un valor de referencia común a

todos los tipos, es decir, el valor p50 de todas las estaciones de referencia (1,69 mg/l).

NT (REF)

0

1

2

3

4

5

6

TOTAL 12 22 23 26 30

NT (NO_REF)

0

5

10

15

20

TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9

Figura 25 Nitrógeno total. Box-plot. Tipos y

condiciones de referencia y no referencia


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NT TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9 REF 1,69 2,27 1,60 1,48 1,70 0,90 MB/B 2,67 3,50 2,36 3,27 2,61 1,39 B/M 4,92 5,79 5,19 6,23 3,48 3,76 M/D 7,18 8,08 8,02 9,18 4,34 6,14 D/M 9,44 10,37 10,85 12,14 5,20 8,51 UMBRAL 11,70 12,67 13,68 15,10 6,07 10,89 8,25 17,47 10,99 9,52 9,73 N_REF 1303 287 665 68 191 92 N_NO_REF 6495 1204 2044 537 288 413 1003 29 125 848 4

Tabla 29 Nitrógeno total. Marcas de clase globales y por tipo; y recuento de registros.

Por otro lado el valor umbral muy bueno/bueno, valores de p75, es relativamente homogéneo (1,39 – 3,50 mg/l). La explicación a estas diferencias es la misma que se ha dado para la decisión del valor p50. Esto implica que se puede considerar que a partir de los datos disponibles una buena aproximación de umbral H/G es el valor p75 de todos los datos de referencia (2,67 mg/l).

Respecto al establecimiento del valor umbral máximo se observa, a partir de los datos de estaciones de no referencia, la existencia de diferentes grados de presión asociadas a las tipologías analizadas. Así se concluye que las diferencias entre tipos se deben a un mayor o menor número de datos asociados que reflejan una variedad de ubicaciones con diferente grados de presión.

De la Figura 25 se puede inducir que el valor p95 de todas las estaciones de no referencia (11,7 mg/l)

es una buena referencia para establecer el valor umbral máximo.

Siguiendo lo establecido en el apartado 4.6 los valores de marcas de clase para Nitrógeno total serían los establecidos en la Tabla 27, que van asociados a los valores de EQC calculados a partir de la fórmula de cálculo del valor de Ecological Quality Ratio para Nitrógeno total, que es la siguiente: EQR_NT: (11,7-Valor observado)/ (11,7-1,69)

NT EQC REF 1,69 1,000 MB/B 2,67 0,903 B/M 4,92 0,677 M/D 7,18 0,451 D/M 9,44 0,226 UMBRAL 11,70 0,000

Tabla 30 Nitrógeno total. Valores límites de clase y valores EQC

5.1.6 FÓSFORO TOTAL (PT)

Los valores de límite de detección manejados han sido 0,01 y 0,1 mg/l .Los valores p10 y p25 son acordes con el límite de detección inferior. Los valores p50 son iguales (0,10 mg/l), con la excepción del tipo 22-Ríos cantabro-atlánticos calcáreos (0,13 mg/l) y en general acordes con el límite de detección superior. Respecto a los valores asociados a estaciones de referencia se observa una alta homogeneidad de resultados, con el grueso de resultados próximos a los límites de detección manejados, con la excepción del tipo 22-Ríos cantabro-atlánticos calcáreos. Estos valores ligeramente superiores se deben a registros individuales asociados a estaciones con un grado de presión ligeramente superior al resto y no a diferencias debidas a diferentes condiciones naturales, y así mismo al número diferente de resultados con uno u otro límite de detección dentro de cada tipo. Así se propone establecer un valor de referencia común a todos los tipos, es decir, el valor p50 de todas las estaciones de referencia (0,10 mg/l),

valor coincidente con el límite de detección manejado en muchos muestreos.

Por otro lado el valor umbral muy bueno/bueno, valores de p75, es relativamente homogéneo en tres tipos, tipos 12, 26 y 30 con valores que oscilan entre 0,10 y 0,13 mg/l. Por otro lado se sitúa el tipo 22 con un valor superior (0,30 mg/l) y el tipo 23 con un valor inferior (0,03 mg/l). La explicación a estas diferencias es la misma que se ha dado para la decisión del valor p50. Esto implica que se puede considerar que a partir de los datos disponibles una buena aproximación de umbral H/G es el valor p75 de todos los datos de referencia (0,20 mg/l).

Respecto al establecimiento del valor umbral máximo se observa, a partir de los datos de estaciones de no referencia, la existencia de diferentes grados de presión asociadas a las tipologías analizadas. Así se concluye que las diferencias entre tipos se deben a un mayor o menor número de datos asociados que reflejan una variedad de ubicaciones con diferente grados de presión.


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De la Figura 26 se puede inducir que el valor p95 de todas las estaciones de no referencia (2,20 mg/l) es una buena referencia para establecer el valor umbral máximo.

Siguiendo lo establecido en el apartado 4.6 el valor de marca de clase bueno/moderado (G/M) para fósforo total sería 0,7 mg/l, que es superior a la referencia indicada en la Tabla 19, es decir, mayor que 0,4 mg/l. Esto implica que para cumplir esa referencia se deba ajustar el valor umbral máximo a 1,00 mg/l de tal forma que las marcas de clase para Fósforo total sean las de la Tabla 31, y que la fórmula de cálculo del valor de Ecological Quality Ratio para Fósforo total es la siguiente: EQR_PT: (1,0-Valor observado)/ (1,02-0,1)

PT EQC REF 0,10 1,000 MB/B 0,20 0,889 B/M 0,40 0,667 M/D 0,60 0,444 D/M 0,80 0,222 UMBRAL 1,00 0,000

Tabla 31 Fósforo total. Valores límites de clase y valores EQC

PT (REF)

0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

TOTAL 12 22 23 26 30

PT (NO_REF)

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9

Figura 26 Fósforo total. Box-plot. Tipos y


PT TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9


Tabla 32 Fósforo total. Marcas de clase globales y por tipo; y recuento de registros.

5.1.7 ORTOFOSFATO (PO4)

En el caso de PO4 los valores de límites de detección manejados con mayor frecuencia han sido 0,10 y 0,80 mg/l, si bien en algunos muestreos se ha manejado 0,04 mg/l como límite de detección.

El hecho de manejar dos valores de límite de detección tan dispares y que ambos están bien representados en la serie de resultados podría dificultar la determinación de condición de referencia para PO4. De hecho el tipo 12,26 y 30 muestran unos valores de p10, p25, p 50 y p90 idénticos (0,04, 0,10, 0,10 y 0,8 mg/l respectivamente) que vienen a reflejar que la condición de referencia es inferior al límite de detección manejado. El tipo 23 aporta valores de percentiles extremos (p10 y p25 = 0,04 mg/l y p50, p75 y p90 = 0,8 mg/l); y los tipos 30 y 22 muestran valores intermedios. Sin embargo en todos ellos se

obtiene el resultado de valores inferiores a los límites de detección usados.

PO4 TOTAL 12 26 23 30 22 p10 0,04 0,04 0,04 0,04 0,06 0,08 p25 0,10 0,10 0,10 0,04 0,10 0,10 p50 0,10 0,10 0,10 0,80 0,10 0,12 p75 0,27 0,12 0,14 0,80 0,11 0,30 p90 0,80 0,80 0,80 0,80 0,80 0,80

Nº resultados 1312 290 192 68 92 670 Tabla 33 Ortofosfato. Valores percentiles de

estaciones de referenciade clase y valores EQC

A pesar de estos posibles errores metodológicos por la disparidad de límites de detección, se propone establecer un valor de referencia común a todos los tipos, es decir, el valor p50 de todas las estaciones de referencia (0,10 mg/l) que es coincidente con el límite


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de detección habitual de la mayoría de las campañas de muestreos.

En el caso de PO4, la asignación de un valor umbral entre las clase muy bueno/bueno (percentil 75 de las estaciones de referencia) (valor umbral entre las clase muy bueno/bueno) se ve limitado nuevamente por el manejo de dos valores de límite de detección dispares (0,1 y 0,8 mg/l) que están bien representados en la serie de resultados. El valor p75 del total de los resultados asociados a estaciones de referencia es 0,27 mg/l, valor que se propone como umbral entre las clases muy bueno y bueno.

Respecto al establecimiento del valor umbral máximo se observa de nuevo, a partir de los datos de estaciones de no referencia, la existencia de diferentes grados de presión asociadas a las tipologías analizadas. Así los tipos 22 Ríos cantabro-atlánticos calcáreos, 23 Ríos vasco-pirenaicos y 30 Ríos costeros cantabro-atlánticos son los que muestran un nivel mayor de presión. Se puede deducir que las diferencias entre tipos se deben a un mayor o menor número de datos asociados que reflejan una variedad de ubicaciones con diferente grados de presión.

De la Figura 27 se puede inducir que el valor p95 de todas las estaciones de no referencia (1,89 mg/l)

es una buena referencia para establecer el valor umbral máximo.

PO4 (REF)

0,00,10,20,30,40,50,60,70,80,91,0

TOTAL 12 22 23 26 30

PO4 (NO_REF)

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9

Figura 27 Ortofosfato. Box-plot. Tipos y


PO4 TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9


Tabla 34 Ortofosfato. Marcas de clase globales y por tipo; y recuento de registros

Siguiendo lo establecido en el apartado 4.6 los valores de marcas de clase para ortofosfato serían los establecidos en la Tabla 35, que van asociados a los valores de EQC calculados a partir de la fórmula de cálculo del valor de Ecological Quality Ratio para ortofosfato, que es la siguiente: EQR_PO4: (1,89-Valor observado)/ (1,89-0,10)

PO4 EQC REF 0,100 1,000 MB/B 0,270 0,905 B/M 0,675 0,679 M/D 1,080 0,453 D/M 1,485 0,226 UMBRAL 1,890 0,000

Tabla 35 Ortofosfato. Valores límites de clase y valores EQC


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5.1.8 OXÍGENO DISUELTO (OD)

Esta variable, a diferencia de las anteriores, tiene una distribución central y por lo tanto las desviaciones respecto a las condiciones de referencia pueden darse en los dos sentidos, es decir, por ejemplo por un exceso de oxígeno o un defecto.

Así se dispone de un valor central de referencia (p50 de las estaciones de referencia) y un rango de condiciones de referencia (p25-p75 de las estaciones de referencia) que engloba al 50% de la población de referencia sin alteraciones significativas. El umbral entre las clase muy bueno/bueno se establece como un rango de valores que engloba al 75% de la población sin alteraciones significativas (p12,5- p87,5 de las estaciones de referencia).

En la Figura 28 se observa una alta homogeneidad en los resultados asociados a estaciones de referencia lo que induce a establecer un rango de referencia y un valore umbral de clase muy bueno/bueno común a todos los tipo.

Así, los valores percentil 50 de las estaciones de referencia (valor central de condiciones de referencia) de los diferentes tipos son similares entre sí (8,8-9,3 mg/l), siendo el valor percentil 50 de todos ellos 9,2 mg/l. Los valores que engloban el 50% central de la población de referencia (percentil 25 y 75- rango de referencia) son también similares entre los diferentes tipos (p25: 7,7-8,7 mg/l; p75:9,9-10,4 mg/l), teniendo unos valores de p25 igual a 8,3 mg/l y de p75 igual a

10,1 para el total de los registros asociados a estaciones de referencia.

Los valores p12,5 oscilan entre 6,9 y 8,0 y los de p87,5 entre 10,3 y 11,1; siendo los valores para el conjunto de tipos con referencias de 7,7 y 10,8 respectivamente.

OD (REF)

6

7

8

9

10

11

12

TOTAL 12 22 23 26 30

OD (NO_REF)

3456789

10111213

TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9

Figura 28 Oxígeno disuelto. Box-plot. Tipos y


OD TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9

EXCESO REF 10,10 10,22 10,08 10,38 10,32 9,90 MB/B 10,84 11,00 10,72 11,10 11,03 10,32 B/M 11,04 11,21 10,91 11,29 11,34 10,42 M/D 11,25 11,41 11,11 11,49 11,66 10,51 D/M 11,46 11,62 11,30 11,68 11,98 10,61 UMBRAL 11,67 11,83 11,49 11,87 12,30 10,71 11,62 10,93 11,14 11,95 9,08 DEFECTO REF 8,30 8,30 8,50 8,74 7,72 8,50 MB/B 7,71 7,80 7,90 8,03 6,95 8,03 B/M 7,08 6,96 7,10 7,39 6,72 7,52 M/D 6,45 6,12 6,30 6,76 6,50 7,00 D/M 5,82 5,28 5,50 6,13 6,28 6,49 UMBRAL 5,20 4,44 4,71 5,50 6,06 5,98 6,42 6,26 5,33 5,31 3,57

Tabla 36 Oxígeno disuelto. Estaciones de referencia. Valores de percentiles y recuento de resultados

Los valores percentil 5 de las estaciones de no referencia (valor umbral máximo por defecto) de los diferentes tipos muestran un rango más amplio (3,57-6,42 mg/l), siendo el valor percentil 5 de todos ellos 5,20 mg/l. Se estima que en el caso de Oxígeno disuelto, tomar como valor de umbral máximo por

déficit un valor de 5,2-es acorde con la consideración de tomar el valor que refleje el mayor grado de presión máxima, y se corresponde con el valor percentil 5 de las estaciones de no referencia.

Los valores percentil 95 de las estaciones de no referencia (valor umbral máximo por exceso) de los


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diferentes tipos muestran un rango estrecho (10,71-12,3 mg/l), con la excepción del tipo 9, del que solo parece haberse registrado presiones que dan lugar a déficit de oxígeno. El valor percentil 95 de todos ellos 11,67 mg/l.

Por su parte con el mismo razonamiento que se ha empleado para el valor umbral máximo por defecto, el valor percentil 95 de todos los registros de estaciones de no referencia, debería establecer el valor de umbral máximo por exceso, es decir, 11,7 mg/l.

Sin embargo se considera que en la serie de datos disponibles no se ha registrado la mayor presión posible que de lugar a una desviación de las condiciones de referencia por exceso. Así a juicio de experto se propone un valor de umbral máximo por exceso de 13,5 mg/l. Este valor permite que el valor EQC correspondiente a la marca de clase entre el estado bueno y moderado (objetivo ambiental) por exceso de oxígeno disuelto se encuentre en la franja

de valores normalmente asociados a otras métricas y que por lo tanto refleje un grado de distorsión similar.

Siguiendo lo establecido en el apartado 4.6 los valores de marcas de clase para oxígeno disuelto serían los establecidos en la Tabla 37, que van asociados a los valores de EQC calculados a partir de la fórmula de cálculo del valor de Ecological Quality Ratio para oxígeno disuelto , que es la siguiente:

EQR_OD_Exceso (OD≥9,2)

(13,5-Valor observado)/ (13,5-10,1)

EQR_OD_Defecto (OD<9,2)

(Valor observado- 5,2)/ (8,3- 5,2)

OD EQC OD EQC EXCESO DEFECTO Valor REF 9,2 9,2 REF 10,1 1,000 8,3 1,000 MB/B 10,8 0,784 7,7 0,808 B/M 11,5 0,588 7,1 0,606 M/D 12,2 0,392 6,5 0,404 D/M 12,8 0,196 5,8 0,202 UMBRAL 13,5 0,000 5,2 0,000

Tabla 37 Oxigeno disuelto. Valores límites de clase y valores EQC

5.1.9 SATURACIÓN DE OXÍGENO (%O2)

Esta variable, al igual que la anterior, tiene una distribución central y por lo tanto las desviaciones respecto a las condiciones de referencia pueden darse en los dos sentidos, es decir, por ejemplo por un exceso de oxígeno o un defecto.

En la Figura 29 se observa una alta homogeneidad en los resultados asociados a estaciones de referencia lo que induce a establecer un rango de referencia y un valore umbral de clase muy bueno/bueno común a todos los tipos.

Así, los valores percentil 50 de las estaciones de referencia (condiciones de referencia) de los diferentes tipos son similares entre sí (87,9-93,5%), siendo el valor percentil 50 de todos ellos 91,5%. Los valores que engloban el 50% central de la población de referencia (percentil 25 y 75; rango de referencia) son también similares entre los diferentes tipos (p25: 78,6-86,1%; p75: 95,7-99,4%), teniendo unos valores de p25 igual a 84,3 % y de p75 igual a 98,1% para el total de ellos.

Los valores p12,5 de la estaciones de referencia oscilan entre 74,0 y 81,8 y los de p87,5 entre 100,7 y 105,1; siendo los valores para el conjunto de tipos con

referencias de 78,8 y 103,5 respectivamente, estos valore delimitan el umbral muy bueno/bueno.

%O2 (REF)

70

75

80

85

90

95

100

105

110

TOTAL 12 22 23 26 30

%O2 (NO_REF)

30

40

50

60

70

80

90

100

110

120

TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9

Figura 29 Saturación de oxígeno. Box-plot.

Tipos y condiciones de referencia y no referencia


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Por otro lado, valores percentil 5 de las estaciones de no referencia (valor umbral máximo por defecto) de los diferentes tipos muestran un rango más amplio (35,17-67,71), siendo el valor percentil 5 de todos ellos 57,77%. Se estima que en el caso de saturación de oxígeno, tomar como valor de umbral máximo por déficit un valor de 57,8 es acorde con la consideración de tomar el valor que refleje el mayor grado de presión máxima, y se corresponde con el valor percentil 5 de las estaciones de no referencia.

Los valores percentil 95 de las estaciones de no referencia (valor umbral máximo por exceso) de los diferentes tipos muestran un rango amplio (94,21-116,08%), siendo el valor percentil 95 de todos ellos 110,08%. Por su parte, con el mismo razonamiento que se ha empleado para el valor umbral máximo por defecto, el valor percentil 95 de todos los registros de estaciones de no referencia, debería establecer el

valor de umbral máximo por exceso, es decir, 110,8 mg/l. Sin embargo se considera que en la serie de datos disponibles no se ha registrado la mayor presión posible que de lugar a una desviación de las condiciones de referencia por exceso. Así a juicio de experto se propone un valor de umbral máximo por exceso de 130%. Este valor permite que el valor EQC correspondiente a la marca de clase entre el estado bueno y moderado (objetivo ambiental) por exceso de saturación de oxígeno se encuentre en la franja de valores normalmente asociados a otras métricas y que por lo tanto refleje un grado de distorsión similar.

Se estima que en el caso de saturación de oxígeno, tomar como rango de umbral máximo de 57,8-130%, es por tanto acorde con la consideración de tomar el valor que refleje el mayor grado de presión máxima.

%O2 TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9 EXCESO REF 98,1 96,9 99,4 97,7 96,2 95,7 MB/B 103,5 101,6 105,1 103,6 100,7 101,5 B/M 105,3 105,3 106,4 104,8 104,3 101,7 M/D 107,2 109,1 107,8 106,0 107,9 102,0 D/M 109,0 112,8 109,1 107,2 111,4 102,3 UMBRAL 110,8 116,5 110,5 108,4 115,0 102,5 109,3 110,1 103,3 108,0 94,2 DEFECTO REF 84,3 82,0 87,4 83,0 78,6 86,2 MB/B 78,8 78,3 81,8 79,6 74,0 83,4 B/M 73,58 70,51 75,31 74,98 71,88 77,48 M/D 68,31 62,76 68,83 70,41 69,77 71,59 D/M 63,04 55,01 62,34 65,83 67,65 65,70 UMBRAL 57,8 47,3 55,9 61,3 65,5 59,8 66,4 67,7 58,5 61,4 35,2 N_REF 1320 291 674 68 194 92 N_NO_REF 6531 1216 2057 537 290 413 1009 29 126 850 4

Tabla 38 Saturación de oxígeno. Estaciones de referencia. Valores de percentiles y recuento de resultados

Siguiendo lo establecido en el apartado 4.6 los valores de marcas de clase para oxígeno disuelto serían los establecidos en la Tabla 39, que van asociados a los valores de EQC calculados a partir de la fórmula de cálculo del valor de Ecological Quality Ratio para oxígeno disuelto , que es la siguiente:

EQR_OD_Exceso (OD≥91,5)

(130-Valor observado)/ (130-98,1)

EQR_OD_Defecto (OD<91,5)

(Valor observado- 57,8/ (84,3- 57,8)

%O2 EQC %O2 EQC EXCESO DEFECTO Valor REF 91,5 91,5 REF 98,1 1,000 84,3 1,000 MB/B 103,5 0,831 78,8 0,793 B/M 110,1 0,623 73,6 0,595 M/D 116,8 0,415 68,3 0,397 D/M 123,4 0,208 63,0 0,198 UMBRAL 130,0 0,000 57,8 0,000

Tabla 39 Saturación de oxigeno. Valores límites de clase y valores EQC


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5.1.10 PH

Esta variable también tiene una distribución central y por lo tanto las desviaciones respecto a las condiciones de referencia pueden darse en los dos sentidos, es decir, por ejemplo por un exceso de oxígeno o un defecto.

En la Figura 30 se observa una alta homogeneidad en los resultados asociados a estaciones de referencia lo que induce a establecer un rango de referencia y un valor umbral de clase muy bueno/bueno común a todos los tipos. El tipo 23 Ríos vasco-pirenaicos presenta valores ligeramente más ácidos acordes con la geología asociada al tipo. Este hecho podría indicar la necesidad de establecer condiciones de referencia propias, sin embargo limita su análisis el número reducido de resultados de que se dispone (68 resultados).

En el caso de pH los valores percentil 50 de las estaciones de referencia (condiciones de referencia) de los diferentes tipos son similares entre sí (7,41-8,09), siendo el valor percentil 50 de todos ellos 8,01. Los valores que engloban el 50% central de la población de referencia (percentil 25 y 75; rango de referencia) son también similares entre los diferentes tipos (p25: 7,03-7,74; p75: 7,90-8,30), teniendo unos valores de p25 igual a 7,60 y de p75 igual a 8,26 para el total de ellos.

En el caso del pH los valores p12,5 oscilan entre 6,77 y 7,45 y los de p87,5 entre 8,1 y 8,4; siendo los valores para el conjunto de tipos con referencias de 7,3 y 8,4 respectivamente.

pH (REF)

6,0

6,5

7,0

7,5

8,0

8,5

9,0

TOTAL 12 22 23 26 30

pH (NO_REF)

6,0

6,5

7,0

7,5

8,0

8,5

9,0

TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9

Figura 30 pH. Box-plot. Tipos y condiciones de

referencia y no referencia

pH TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9

EXCESO REF 8,26 8,23 8,30 7,90 8,21 8,14 MB/B 8,40 8,36 8,40 8,10 8,30 8,30 B/M 8,43 8,39 8,45 8,20 8,37 8,33 M/D 8,45 8,43 8,50 8,30 8,45 8,37 D/M 8,48 8,46 8,55 8,40 8,52 8,40 UMBRAL 8,50 8,50 8,60 8,50 8,59 8,44 8,42 8,52 8,30 8,48 8,80 DEFECTO REF 7,60 7,74 7,70 7,03 7,45 7,57 MB/B 7,30 7,45 7,37 6,77 7,03 7,32 B/M 7,20 7,33 7,28 6,77 6,97 7,25 M/D 7,10 7,22 7,18 6,77 6,91 7,17 D/M 7,00 7,10 7,09 6,77 6,85 7,10 UMBRAL 6,90 6,99 7,00 6,78 6,79 7,03 6,63 7,38 7,19 6,90 7,39 N_REF 1337 291 691 68 194 92 N_NO_REF 6823 1267 2140 572 303 421 1056 29 139 892 4

Tabla 40 pH. Estaciones de referencia. Valores de percentiles y recuento de resultados

En el caso de pH los valores percentil 95 de las estaciones de no referencia (valor umbral máximo por exceso) de los diferentes tipos muestran un rango estrecho (8,30-8,80), siendo el valor percentil 95 de todos ellos 8,50. Los valores percentil 5 de las estaciones de no referencia (valor umbral máximo por defecto) de los diferentes tipos muestran un rango

más amplio (6,63-7,39), siendo el valor percentil 5 de todos ellos 6,90.

Se estima que en el caso de pH, tomar como rango de umbral máximo de 6,8-8,6, no es acorde con la consideración de tomar el valor que refleje el mayor grado de presión máxima, ya que se mantienen en el intervalo de valores de la referencia indicada en la


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Tabla 19. A juicio de experto se amplia el rango a valores de 6 y 9.

Siguiendo lo establecido en el apartado 4.6 los valores de marcas de clase para oxígeno disuelto serían los establecidos en la Tabla 41, que van asociados a los valores de EQC calculados a partir de la fórmula de cálculo del valor de Ecological Quality Ratio para pH , que es la siguiente:

EQR_pH_Exceso (pH≥8,01)

(9-Valor observado)/ (9-8,26)

EQR_pH_Defecto (pH<8,01)

(Valor observado- 6/ (7,6- 6)

pH EQC pH EQC EXCESO DEFECTO Valor REF 8,01 REF 8,26 1,000 7,60 1,000 MB/B 8,40 0,811 7,30 0,813 B/M 8,55 0,608 6,98 0,609 M/D 8,70 0,405 6,65 0,406 D/M 8,85 0,203 6,33 0,203 UMBRAL 9,00 0,000 6,00 0,000

Tabla 41 pH. Valores límites de clase y valores EQC.

5.1.11 DISCUSIÓN DE LOS RESULTADOS

CONDICIONES DE REFERENCIA

Las condiciones de referencia reflejan el estado correspondiente a niveles de presión nulos o muy bajos, sin efectos debidos a urbanización, industrialización o agricultura intensiva y con mínimas modificaciones físico-químicas, hidromorfológicas y biológicas.

En el caso de las métricas asociadas a condiciones fisicoquímicas generales que aumentan su valor a medida que aumenta la presión, está claro que son dependientes del grado de presión antrópica más que de condiciones naturales. En situaciones de presión nula o muy baja el valor esperado debe estar cerca de los límites de detección manejados. Por tanto, los valores de referencia asociados a estas métricas deben ser próximos a sus correspondientes límites de detección.

Pues bien, en el caso de Demanda Biológica de Oxígeno 5 días, Amonio, Fósforo total y Ortofosfatos en el apartado anterior se ha dado como resultado de condiciones de referencia valores coincidentes con los límites de detección manejados. Es necesario indicar que en los datos registrados se han manejado varios límites de detección en algunas métricas y que por tanto la decisión de tomar uno u otro límite de detección se debe al número de registros existente para cada uno de tal forma que se obtenga el valor correspondiente al percentil 50 que se ha designado como valor de referencia.

En la Tabla 42 se observa que en el caso de esta serie de métricas se da un alto porcentaje de resultados por debajo del límite de detección (39-72%

en estaciones de referencia y 19-46% en estaciones de no referencia)

Total <LD %

REF Demanda Biológica de Oxígeno 1310 946 72,21% Ortofosfatos 1312 814 62,04% Amonio 1326 651 49,10% Fósforo total 1268 494 38,96% Demanda Química de Oxígeno 1309 251 19,17% Nitrato 1320 10 0,76% Nitrógeno total 1303 30 2,30% NO_REF Demanda Biológica de Oxígeno 6705 3079 45,92% Ortofosfatos 6585 2439 37,04% Amonio 6908 1570 22,73% Fósforo total 6276 1228 19,57% Demanda Química de Oxígeno 6568 563 8,57% Nitrato 6582 93 1,41% Nitrógeno total 6506 67 1,03%

Tabla 42 Porcentaje de resultados con valor por debajo del límite de detección. Estaciones de referencia (REF) y de no referencia (NO_REF).

En el caso de Demanda Química de Oxígeno, Nitratos y Nitrógeno total el porcentaje de resultados por debajo del límite de detección es menor (1-19% en estaciones de referencia y 1-9% en estaciones de no referencia).

En el caso de Demanda Química de Oxígeno y en estaciones de referencia se han registrado dos límites de detección (2 y 5 mg/l) casi con la misma frecuencia relativa. El valor establecido de condición de referencia para Demanda Química de Oxígeno (6,4 mg/l) es próximo al valor de límite de detección superior manejado, es decir, 5 mg/l, lo cual se puede considerar como congruente con un estado


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correspondiente a niveles de presión nulos o muy bajos.

En el caso de Nitratos y Nitrógeno total en estaciones de referencia los valores de percentil 10 (p10_NT 0,72 mg/l y p10_2NA: 2,10 mg/l) son notablemente más altos que los límites de detección manejados (LD_NT: 0,2-0,4 mg/l; LD_2NA: 0,01 mg/l). Esto implica que el resultado de condición de referencia (p50_NT 1,69 mg/l y p50_2NA: 5 mg/l) esté aún más alejado de ese límite de detección. Sin embargo, esto no debe interpretarse como que no se corresponde a niveles de presión nulos o muy bajos, sino como que el nivel de fondo asociado a condiciones naturales o a condiciones mínimamente alteradas.

Por otro lado, para estas métricas asociadas a condiciones fisicoquímicas generales que aumentan su valor a medida que aumenta la presión se deduce que no existen diferencias entre los tipos de los que se puede disponer de condiciones de referencia, o que en caso de existir son mínimas, bien debidas a la presencia de grados de presión diferentes (todas ellas dentro de las que se pueden considerar como presiones no significativas o mínimas) y/o a problemas metodológicos tales como número escaso de resultados que pueden dar lugar a sesgos en los puntos de corte.

Respecto a las condiciones de referencia asociadas a métricas en las que el aumento de presión puede provocar distorsión de los valores de referencia tanto por exceso como por defecto (Oxígeno disuelto, porcentaje de saturación de oxígeno y pH) se puede observar que siguen una distribución normal en la que la mediana (p50) y la media son similares (Figura 31).

OD %O2 pH

Media 9,24 91,44 7,91 Mediana 9,20 91,46 8,01 Curtosis 3,11 7,22 1,57 Coeficiente de asimetría -0,42 -0,19 -0,54

Tabla 43 Estadística descriptiva. Datos estaciones de referencia

0

20

40

60

80

100

Cou

nt

4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15OD

Histogram

0

25

50

75

100

125

150

175

200

225

Cou

nt

40 60 80 100 120 140%O2

Histogram

0

20

40

60

80

100

120

140

160

Cou

nt

5,5 6 6,5 7 7,5 8 8,5 9 9,5pH

Histogram

Figura 31 Oxigeno disuelto, saturación de oxígeno y pH. Histogramas datos estaciones de referencia

Por otro lado existe una alta homogeneidad de resultados entre las tipologías con situaciones de referencia para oxígeno disuelto y saturación de oxígeno. Así se puede deducir que considerar como valor de referencia el valor p50 de todos los datos de referencia es congruente con la necesaria toma de decisión sobre un valor que represente un valor central asociado a niveles de presión nulos o muy bajos. De igual manera la toma de decisión sobre un rango de referencia (p25-p75) es congruente con valores que representan un rango de presiones nulas o muy bajas.


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En el caso de variables como oxígeno disuelto y saturación de oxígeno en ausencia de presiones antrópicas (condiciones de referencia) puede deducirse que las posibles diferencias entre tipos son dependientes de variaciones debidas a causas naturales incluso dentro de un mismo tipo, por ejemplo aumento de caudales circulantes, diferente grado de turbulencias, temperatura que no se han identificado al tratarse datos procedentes de diferentes épocas del año y diferentes condiciones meteorológicas. Estas diferencias no son evidentes entre los tipos analizados por lo que se ha decidido que las condiciones de referencia puedan ser comunes a los tipos.

El pH en estaciones de referencia es un valor muy estable, mostrando un rango muy estrecho (p10:7,2 y p90:8,4) y el valor mediana y la media son muy cercanos (p50:8,01 y media: 7,91). Solo el tipo 23 Ríos vasco-pirenaicos presenta valores ligeramente más ácidos acordes con la geología asociada al tipo. Este hecho podría indicar la necesidad de establecer condiciones de referencia propias, sin embargo limita su análisis el número reducido de resultados de que se dispone (68 resultados). Se ha concluido que puesto que los valores establecidos como de referencia (p25: 7,60 y p75: 8,26) se encuentran centrados en el rango establecido en la Tabla 19 (6 <

pH < 9) es una muy buena aproximación a las condiciones de referencia de las tipologías estudiadas.

Como conclusión general se propone como medida más razonable en función de los datos disponibles que no existen diferencias suficientemente significativas entre los tipos como para poder establecer claramente diferentes marcas de clase entre ellos y por tanto se proponen las siguientes condiciones de referencia.

Grupo de métricas Métrica

Condiciones de

referencia 9,2 mg/l Oxígeno disuelto

(mg/l) 8,3-10,1 mg/l

91,5% Saturación de oxígeno (%) 84,3-98,1%

Demanda Biológica de Oxígeno 5 días (mg/l) <2 mg/l


Demanda Química de Oxígeno (mg/l) 6,4 mg/l

8,01 Estado de acidificación pH 7,6-8,26

Amonio (mg NH4/l) <0,05mg/l Nitrato (mg NO3/l) 5 mg/l

Nitrógeno Total (mg/l) 1,69 mg/l Fósforo Total (mg/l) <0,1 mg/l

Condiciones de nutrientes

Ortofosfatos (mg PO4/l) <0,1 mg/l

Tabla 44 Condiciones de referencia

UMBRAL MUY BUENO Y BUENO

En el Anexo V de la Directiva 2000/60/CE en lo que se refiere a indicadores de calidad fisicoquímico asociados a la categoría ríos se define muy buen estado como: la situación en la que los valores de los indicadores fisicoquímicos corresponden totalmente, o casi totalmente, a las condiciones inalteradas. Las concentraciones de nutrientes permanecen dentro de la gama normalmente asociada con las condiciones inalteradas. Los valores de salinidad, pH, balance de oxígeno, capacidad de neutralización de ácidos y temperatura no muestran signos de perturbaciones antropogénicas y permanecen dentro de la gama normalmente asociada con las condiciones inalteradas.

Siguiendo las aproximación REFCOND, esta definición se ha concretado definiendo el umbral muy bueno/bueno (H/G) como el valor correspondiente al percentil 75 de los resultados de estaciones de referencia para el caso de métricas que aumentan su

valor a medida que aumenta la presión (Demanda Biológica de Oxígeno 5 días, Demanda Química de Oxígeno, Amonio, Nitratos, Nitrógeno total, Fósforo total y Ortofosfatos).

Para el caso de métricas en las que el aumento de presión puede provocar distorsión de los valores de referencia tanto por exceso como por defecto: Oxígeno disuelto, el porcentaje de saturación de oxígeno y el pH se ha definido como el rango establecido por el valor percentil 12,5 y percentil 87,5 de los resultados de estaciones de referencia.

Esta definición implica que el 75% de los resultados asociados a estaciones de referencia se asocian a la clase de estado muy bueno, es decir, con valores coherentes con situaciones asociadas totalmente, o casi totalmente, a las condiciones inalteradas (Tabla 45)


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Grupo de métricas Métrica H/G

boundary Oxígeno disuelto

(mg/l) 7,7-10,8 mg/l

Saturación de oxígeno (%) 78,8-103,5%

Demanda Biológica de Oxígeno 5 días (mg/l) 2 mg/l


Demanda Química de Oxígeno (mg/l) 9,94 mg/l

Estado de acidificación pH 7,3-8,4

Amonio (mg NH4/l) 0,18 mg/l Nitrato (mg NO3/l) 7,7 mg/l

Nitrógeno Total (mg/l) 2,67 mg/l Fósforo Total (mg/l) 0,2 mg/l


Ortofosfatos (mg PO4/l) 0,27 mg/l

Tabla 45 Valores límite estado muy bueno y bueno

El actual borrador Orden Ministerial relativa a la Instrucción de Planificación Hidrológica indica que en el caso de las condiciones fisicoquímicas generales, los valores de cambio de clase de los diferentes indicadores se establecerán a partir de estudios que caractericen las condiciones naturales y relacionen, en cada tipo, las condiciones fisicoquímicas con los valores de cambio de clase de los indicadores biológicos. En ausencia de tales estudios, podrá considerarse como límite muy bueno/bueno el valor correspondiente a una desviación del 15% respecto a las condiciones de referencia.

Del análisis realizado se observa que variables como oxígeno disuelto, saturación de oxígeno y pH muestran unos rangos que limitan el muy buen estado que suponen desviaciones menores del 15% respecto a las condiciones de referencia (Tabla 46), y por tanto son acordes con la definición, no mostrando signos de perturbaciones antropogénicas y permaneciendo en la gama asociada con las condiciones inalteradas

Por otro lado, las métricas Demanda química de oxígeno, amonio, nitrato, nitrógeno total, fósforo total y ortofosfato muestran límites muy buen/ buen estado que supone una desviación notablemente superior al 15% respecto a las condiciones de referencia (Tabla 46).

El grado de consistencia de los resultados entre las métricas relacionadas es alto. Así el umbral H/G de nitratos representa el 65,1% del valor H/G para nitrógeno total; el valor H/G de ortofosfatos representa el 49,7% del valor H/G para fósforo total

Métrica Unidad Condición referencia H/G %

8,3 7,7 7,2% OD mg/l 10 10,8 6,9% 84 78,8 6,5% %O2 % 92 103,5 13,1% 7,6 7,3 3,9% pH 8,3 8,4 1,7%

DBO mg/l <2 2 0,0% DQO mg/l 6,4 9,94 55,3% 2AM mg/l <0,05 0,18 260,0% 2NA mg/l 5 7,7 54,0% NT mg/l 1,7 2,67 58,9% PT mg/l <0,1 0,2 100,0%

PO4 mg/l <0,1 0,27 170,0% Tabla 46 Grado de distorsión de los valores límite

estado muy bueno y bueno respecto a condiciones de referencia

En general se ha interpretado que las diferencias existentes entre los tipos para el valor p75 de estas métricas son reflejo de los diferentes de grados de presión registrados más que de diferencias en condiciones naturales asociadas a cada tipo. De igual manera se puede interpretar que esta desviación de mas del 15% es reflejo de un rango de presiones asociadas que siendo no significativas no afectan de forma notable al muy buen estado ecológico.

El establecimiento del límite muy bueno y bueno es una etapa relevante para el establecimiento del resto de marcas de clase y por tanto también de objetivos medioambientales. Indudablemente la opción elegida para determinar el límite muy bueno/ bueno deberá contrastarse y oportunamente revisarse dentro de la ejecución de los correspondientes planes de cuenca así como a partir de la experiencia acumulada en otras demarcaciones hidrográficas. Sin embargo se considera que al disponer de un alto número de registros que permiten usar la aproximación REFCON el establecimiento de estos límites muy bueno y bueno son acordes con concentraciones de nutrientes que permanecen dentro de la gama normalmente asociada con las condiciones inalteradas.


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0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5R

el. F

req.

0 2 4 6 8 10DBO

Histogram

0

0,1

0,2

0,3

Rel

. Fre

q.

0 5 10 15 20 25 30 35 40DQO

Histogram

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

Rel

. Fre

q.

0 0,2 0,4 0,6 0,8 12AM

Histogram

0

0,05

0,1

0,15

Rel

. Fre

q.

0 5 10 15 20 25 302NA

Histogram

0

0,1

0,2

Rel

. Fre

q.

0 2 4 6 8 10 12NT

Histogram

0

0,1

0,2

0,3

Rel

. Fre

q.

0 0,2 0,4 0,6 0,8 1PT

Histogram

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

Rel

. Fre

q.

0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6 1,8 2PO4

Histogram

Figura 32 Histogramas datos estaciones de referencia. DBO, DQO, Amonio (2AM), nitrato (2NA), Nitrógeno total (NT), Fósforo total (PT) y ortofosfatos (PO4).


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OBJETIVOS MEDIOAMBIENTALES (UMBRAL BUENO/MODERADO)

El establecimiento de objetivos medioambientales (umbral bueno/moderado) según el método empleado (apartado 4.6) viene condicionado por el valor de umbral muy bueno/ bueno y el valor umbral máximo.

Si un sitio se clasifica incorrectamente en una clase de mejor estado que el real significa que puede darse un deterioro que no va a ser detectado; mientras que en la situación contraria se puede provocar un gran esfuerzo inversor innecesario en control y medidas para mejorar su estado. Consecuentemente ambos tipos de errores tienen importantes problemas asociados. De las dos situaciones anteriores, resulta más interesante reducir el primer tipo de error y más acorde con el principio de precaución.

Por tanto, la determinación correcta del valor umbral máximo es relevante. Si se establece un valor que refleje un grado excesivo de distorsión de las condiciones de referencia, esto dará lugar a valores de objetivos medioambientales muy poco exigentes y tal vez no acordes con los requerimientos medioambientales para la consecución del buen estado biológico. Lógicamente, si se da la circunstancia contraria los valores de objetivos medioambientales resultantes serán en exceso exigentes.

Se ha intentado que este principio de precaución este intrínseco en la determinación del umbral bueno/ moderado mediante las siguientes estrategias:

• La opción de elegir el valor que excluye al 5% de la población de no referencia asegura que casi todo el rango de presiones se encuentra representado y que sólo las situaciones extremas quedan excluidas del análisis..

• Se ha realizado un contraste con otras legislaciones o referencias que puede implicar el ajuste de los valores umbrales máximos Tabla 19.

• Se ha aplicado el criterio de juicio de experto para que en el caso de algunas variables que no han reflejado el rango de presiones posibles se amplíe el rango máximo.

Por otro lado la estrategia de dividir el rango existente entre el umbral máximo y el valor umbral

muy bueno/bueno es sólo una aproximación, puesto que se limita a dividir el rango en tramos iguales sin analizar si esta distribución lineal es acorde con las alteraciones de los indicadores biológicos o no.

Esto hace necesario probablemente un ajuste futuro, puesto que la relación entre las variables fisicoquímicas y los indicadores biológicos pueden presentar relaciones no lineales.

El actual borrador Orden Ministerial relativa a la Instrucción de Planificación Hidrológica indica que en el caso de las condiciones fisicoquímicas generales, los valores de cambio de clase de los diferentes indicadores se establecerán a partir de estudios que caractericen las condiciones naturales y relacionen, en cada tipo, las condiciones fisicoquímicas con los valores de cambio de clase de los indicadores biológicos. En ausencia de tales estudios, podrá considerarse como límite bueno/moderado el correspondiente a una desviación del 25%, siempre y cuando se encuentren dentro de los rangos que se establecen en la tabla siguiente:

Límite para el buen estado Oxígeno disuelto > 5 mg/l

6 < pH < 9 DBO5 < 6 mg/l

Nitrato < 25 mg/l Amonio < 1 mg/l

Fósforo total < 0,4 mg/l Tabla 47 Umbrales máximos para establecer el límite

del buen estado de algunos indicadores fisicoquímicos de los ríos

Los valores obtenidos como objetivos ambientales (H/M) se muestran en la Tabla 48.

Grupo de métricas Métrica H/M

Oxígeno disuelto (mg/l) 7,1-11,5

Saturación de oxígeno (%) 73,6-110,1

Demanda Biológica de Oxígeno 5 días (mg/l) 4,8


Demanda Química de Oxígeno (mg/l) 17,2

Estado de acidificación pH 6,98-8,55

Amonio (mg NH4/l) 1,0 Nitrato (mg NO3/l) 12,6

Nitrógeno Total (mg/l) 4,9 Fósforo Total (mg/l) 0,4


Ortofosfatos (mg PO4/l) 0,7 Tabla 48 Valores límite estado bueno y moderado


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Al igual que para el umbral H/G, se observa que variables como oxígeno disuelto, saturación de oxígeno y pH muestran unos rangos que limitan el buen estado que suponen desviaciones menores del 25% respecto a las condiciones de referencia (Tabla 49), y por tanto son acordes con la definición, no mostrando signos de perturbaciones antropogénicas y permaneciendo en la gama asociada con las condiciones inalteradas

Métrica Unidad Cond.Ref. G/M %

8,3 7,1 14% OD mg/l 10 11,5 15% 84 73,6 12% %O2 % 92 110,1 20% 7,6 6,98 8% pH 8,3 8,55 3%

DBO mg/l 2 4,8 140% DQO mg/l 6,4 17,2 169% 2AM mg/l 0,05 1 1900% 2NA mg/l 5 12,6 152% NT mg/l 1,7 4,9 188% PT mg/l 0,1 0,4 300%

PO4 mg/l 0,1 0,7 600% Tabla 49 Grado de distorsión de los valores límite

estado bueno y moderado respecto a condiciones de referencia

Por otro lado, las métricas Demanda química de oxígeno, amonio, nitrato, nitrógeno total, fósforo total y ortofosfato muestran límites muy buen/ buen estado que supone una desviación notablemente superior al 25% respecto a las condiciones de referencia (Tabla 49), y acorde con la situación indicada en el apartado relativo al umbral H/G. Se puede interpretar que esta desviación de más del 25% es reflejo de un rango de presiones asociadas que siendo no significativas no afectan de forma notable al buen estado ecológico.

El grado de consistencia de los resultados entre las métricas relacionadas es alto. Así, por ejemplo, el umbral G/M de nitratos representa el 58,1% del valor G/M para nitrógeno total; el valor G/M de ortofosfatos representa el 57,1% % del valor G/M para fósforo total.

El grado de consistencia de los resultados de los valores G/M es congruente con los valores límites que establece actual borrador Orden Ministerial relativa a la Instrucción de Planificación Hidrológica Tabla 47

ASIGNACIÓN UNIFORME DE MARCAS DE CLASE

Puede resultar muy discutido el que a pesar de que la Directiva 2000/60/CE establezca que deban darse condiciones de referencia específicas para cada tipología, en este trabajo se propongan valores únicos independientes del tipo a aplicar.

Sin embargo, es necesario indicar que existen 4 tipos que no tienen situaciones de referencia y a los que también hay que asignar algún objetivo medioambiental (umbral bueno/moderado).

Por otro lado, no se han vislumbrado grandes diferencias que justifiquen objetivos diferentes o condiciones de referencia diferentes.

Por todo esto, se propone que a los tipos que carezcan de sitios de referencia se les asigne las marcas de clase deducidas a partir de los otros tipos con condiciones de referencia disponibles, y por tanto se plantean condiciones de referencia y valores umbrales entre los estados muy bueno y bueno comunes para todos los tipos de la categoría ríos en la CAPV.

A lo largo del desarrollo metodológico se han presentado los resultados clave para el cálculo de las marcas de clase para cada tipo, es decir, por ejemplo

p50_REF, p75_REF y valor umbral máximo. Esto podría servir para establecer marcas de clase individualizadas para cada tipo.

Sin embargo, el diferente grado de presión que tiene asociado cada tipo ha dado lugar a valores umbrales máximos muy dispares, lo cual ha dado lugar a objetivos ambientales muy exigentes en algunos casos debido a un menor rango de presiones.

El hecho de que se establezcan objetivos ambientales comunes no debe impedir que se cumplan los objetivos de la Directiva 2000/60/CE . Esto es, para las masas con poca presión el objetivo deberá ser evitar el deterioro manteniendo al menos su clasificación y para aquellas situaciones con presiones relevantes que impidan alcanzar el buen estado el objetivo será mejorar su estado hasta los valores establecidos.

En la Tabla 50 se concreta la propuesta de condiciones de referencia y de valores umbral bueno/moderado, es decir, los objetivos medioambientales propuestos, así como las fórmulas de cálculo de estado y los valores EQC asociados.


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Grupo de métricas Métrica Fórmula cálculo EQR Umbral B/M EQC OMA

OD_exceso ≥9,2 (13,5-Valor observado)/ (13,5-10,1) B/M 11,5 0,588 Oxígeno disuelto

(mg/l) OD_defecto <9,2 (Valor observado- 5,2)/ (8,3- 5,2) B/M 7,1 0,606

7,1-11,5

%O2_exceso ≥91,5 (130-Valor observado)/ (130-98,1) B/M 110,1 0,623 Saturación de

oxígeno (%) %O2_defecto <91,5 (Valor observado- 57,8)/

(84,3- 57,8) B/M 73,6 0,595

73,6-110,1

Demanda Biológica de

Oxígeno 5 días (mg/l)

DBO (13-Valor observado)/ (13-2) B/M 4,8 0,750 4,8

Condiciones de

oxigenación

Demanda Química

de Oxígeno (mg/l)

DQO (39,1-Valor observado)/ (39,1-6,4) B/M 17,2 0,670 17,2

pH_defecto <8,01 (Valor observado- 6)/ (7,6- 6) B/M 6,98 0,609 Estado de acidificación pH pH_exceso ≥8,01 (9-Valor observado)/ (9-8,26) B/M 8,55 0,608

6,98-8,55

Amonio (mg NH4/l) 2AM (3,46-Valor observado)/

(3,46-0,05) B/M 1,0 0,712 1,0

Nitrato (mg NO3/l) 2NA (27,2-Valor observado)/

(27,2-5) B/M 12,6 0,658 12,6

Nitrógeno Total (mg/l) NT (11,7-Valor observado)/

(11,7-1,7) B/M 4,9 0,677 4,9

Fósforo Total (mg/l) PT (1-Valor observado)/ (1-0,1) B/M 0,4 0,639 0,4

Condiciones de

nutrientes

Ortofosfatos (mg PO4/l) PO4 ((1,89-Valor observado)/

(1,89-0,1) B/M 0,7 0,679 0,7

Tabla 50 Propuesta de condiciones de referencia y de valores umbral bueno/moderado.

5.2. ÍNDICE MULTIMÉTRICO IFQ-R

En el caso de IFQ-R, al igual que se ha hecho en el apartado 1.1 se pretende obtener los valores EQC en especial el valor umbral Bueno/Moderado puesto que es el que se corresponde con el Objetivo medioambiental siguiendo los criterios del apartado 4.6. Para esto se va a usar la fórmula de cálculo del IFQ-R de la página 34, es decir, la fórmula correspondiente al global de la CAPV.

En el caso del índice multimétrico IFQ-R, respecto a los valores asociados a estaciones de referencia se observa una alta homogeneidad de resultados (p50 oscila entre 0,69 y 0,74). Solo es dispar para el tipo 23 que se encuentra representado con un número limitado de muestreos. La homogeneidad de resultados expresada en la Figura 33 y la Tabla 52 da lugar a considerar que el percentil 50 de todos los tipos es una buena aproximación al valor de referencia, y que se puede establecer un valor de referencia común a todos los tipos, es decir, el valor p50 de todas las estaciones de referencia (0,713 mg/l).

Puesto que es una métrica que disminuye al aumentar la presión, el valor percentil 25 de las

estaciones de referencia es el que marca el umbral muy bueno/bueno. De igual manera, se puede deducir que tomar como valor umbral H/G el percentil 25 de todos los tipos es una buena aproximación, Figura 33 y Tabla 52; ya que los valores p25 oscilan entre 0,62 y 0,68.. Así se considera que a partir de los datos disponibles se puede considerar que el valor 25 de todos los datos de referencia (0,645) es una buena aproximación de umbral H/G.

La elección del valor umbral superior (Upper Anchor) que sirve para determinar la amplitud de banda se basa en los valores percentil 5 de las estaciones no de referencia.

Respecto al establecimiento del valor umbral máximo se observa a partir de los datos de estaciones de no referencia la existencia de diferentes grados de presión asociadas a las tipologías analizadas (Figura 33 y Tabla 52). Respecto al valor p5 de estos resultados se observa gran homogeneidad, con la excepción de los tipos 26 y 9. Las diferencias entre tipos se deben a un mayor o menor número de datos asociados que reflejan una variedad de ubicaciones con diferente grados de


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presión. El tipo 23 Ríos vasco-pirenaicos es el que muestra el mayor rango de presiones.

Sin embargo de la Figura 33 se puede inducir que el valor p5 de todas las estaciones de no referencia (0,117) es una buena referencia para establecer el valor umbral máximo.

Siguiendo lo establecido en el apartado 4.6 los valores de marcas de clase para IFQ-R serían los establecidos en la Tabla 51, que van asociados a los valores de EQC calculados a partir de la fórmula de cálculo del valor de Ecological Quality Ratio para IFQ-R, que es la siguiente: EQR_ IFQ-R: (Valor observado -0,117)/ (0,713-0,117)

IFQ-R EQC REF 0,713 1,000 MB/B 0,645 0,887 B/M 0,513 0,665 M/D 0,381 0,443 D/M 0,249 0,222 UMBRAL 0,117 0,000

Tabla 51 IFQ-R. Valores límites de clase y valores EQC

El valor B/M de EQC para IFQ-R es 0,665, Así se observa que los valores EQC son similares a los establecidos en el caso de las métricas individuales. (ver Tabla 50) donde los valores EQC asociados a métricas individuales oscila entre 0,588 y 0,750.

Así, se propone un valor de IFQ-R superior o igual a 0,513 como objetivo ambiental para todas las

tipologías de la categoría ríos presentes en la CAPV. Este valor umbral implica un resultado de condiciones fisicoquímicas aptas para que se de un buen estado ecológico.

IFQ-R (REF)

0,00,10,20,30,40,50,60,70,80,91,0

TOTAL 12 22 23 26 30

IFQ-R (NO_REF)

0,00,10,20,30,40,50,60,70,80,91,0

TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9

Figura 33 IFQ-R. Box-plot. Tipos y condiciones de referencia y no referencia

IFQ-R TOTAL 12 22 23 26 30 32 12_1 15 29 9

REF 0,713 0,709 0,695 0,774 0,728 0,741 MB/B 0,645 0,653 0,618 0,734 0,658 0,677 B/M 0,513 0,518 0,488 0,560 0,609 0,534 M/D 0,381 0,383 0,357 0,386 0,561 0,392 D/M 0,249 0,249 0,226 0,212 0,512 0,249 UMBRAL 0,117 0,114 0,096 0,038 0,463 0,106 0,173 0,200 0,184 0,114 0,472 Nº resultados N_REF 1253 277 627 68 189 92 Nº resultados N_NO_REF 6171 1142 1956 520 279 413 926 29 116 786 4

Tabla 52 IFQ-R. Marcas de clase globales y por tipo; y recuento de registros

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

Perc

ent

-0,6 -0,4 -0,2 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1IFQ-R

Histogram

Figura 34 Histograma acumulado. Estaciones

de referencia. IFQ-R.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

Perc

ent

-0,6 -0,4 -0,2 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1IFQ-R

Histogram

Figura 35 Histograma acumulado. Estaciones

de no referencia. IFQ-R.


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6. OBJETIVOS AMBIENTALES ZONAS PROTEGIDAS. CATEGORÍA RÍOS

Los objetivos ambientales para las Zonas Protegidas incluidas en el Registro definido en el Artículo 6 de la Directiva 2000/60/CE son “lograr el cumplimiento de todas las normas y objetivos relativos a las zonas protegidas, a más tardar dieciséis años después de la entrada en vigor de la presente Directiva, a menos que se especifique otra cosa en el acto legislativo comunitario en virtud del cual haya sido establecida cada una de las zonas protegidas” (Artículo 4.c). Se trata, por tanto, de

objetivos adicionales a los generales de cada masa de agua.

En consecuencia, se deben mantener en las Zonas Protegidas los objetivos y las normas previstas en la legislación a través de la cual se ha establecido cada zona. En la tabla 15 se indican los Objetivos de calidad y Criterios para Zonas Protegidas incluidas en el registro de zonas protegidas.

Directiva Zona Protegida Planteamiento de objetivo de calidad

75/440/CEE Captaciones destinadas al consumo humano

Las aguas destinadas a consumo humano deben pertenecer a las categorías A1 ó A2

79/923/CEE Zonas de protección de especies acuáticas de interés económico

Las aguas deben cumplir los requisitos de calidad fisicoquímica establecidos. Clasificación al menos como Clase B

76/160/CEE Zonas de baño La calidad del agua debe ser adecuada para el baño Las aguas deben cumplir los valores imperativos

91/271/CEE Zonas sensibles Los vertidos procedentes de aglomeraciones urbanas de más de 10.000 e-h deben ser objeto de un tratamiento más riguroso

91/676/CEE Zonas vulnerables Los programas de acción deben permitir reducir la contaminación causada por nitratos de origen agrícola a un nivel inferior a 50mg/l

78/659/CEE Protección de vida piscícola La calidad del agua debe ser adecuada para la vida salmonícola o ciprinícola

92/43/CEE Lugares de Interés Comunitario (LIC)

79/409/CEE Zonas de especial protección para las aves (ZEPA)

Protección de las especies y/o hábitats que han motivado la declaración

Tabla 53 Objetivos de calidad y Criterios para Zonas Protegidas incluidas en el registro


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7. CONCLUSIONES

Al dar traslado del ejercicio de intercalibración a las tipologías presentes en la CAPV se ha concluido que existen datos sobre condiciones de referencia relativos a condiciones fisicoquímicas generales en la categoría ríos para los tipos 12, 22, 23, 26 y 30, y que por lo tanto se está en disposición de establecer objetivos ambientales.

Tras analizar los datos de referencia y contrastando los umbrales entre la clase de buen estado y estado moderado con los objetivos planteados por la Directiva 78/659/CEE, relativa a la calidad de las aguas continentales que requieren protección o mejora para ser aptas para la vida de los peces así como con el borrador de Orden Ministerial por la que se aprueba la Instrucción de planificación hidrológica, se ha intentado obtener objetivos ambientales diferenciados por tipología.

Sin embargo del análisis de los resultados se ha deducido que no se dan diferencias significativas para este grupo de indicadores entre los tipos presentes con condiciones de referencia. Por tanto, se proponen objetivos ambientales comunes para las condiciones fisicoquímicas generales en ríos tanto para los tipos con valores de referencia como para el resto de tipos de ríos de la CAPV, Tabla 54.

Variable Objetivo de calidad

pH 6,98-8,55 Oxígeno disuelto (mg/l) 7,1-11,5

Saturación de oxígeno (%) 73,6-110,1 Nitrato (mg NO3/l) ≤12,6 Amonio (mg NH4/l) ≤1,0

Demanda Biológica de Oxígeno 5 días (mg/l) ≤4,8 Demanda Química de Oxígeno (mg/l) ≤17,2

Nitrógeno Total (mg/l) ≤4,9 Fósforo Total (mg/l) ≤0,4

Ortofosfatos (mg PO4/l) ≤0,7 Sólidos en suspensión (mg/l) ≤25

Tabla 54 Objetivos de calidad. Condiciones Fisicoquímicas generales. Ríos

En el marco de las redes de vigilancia del estado de las masas de agua superficial de la CAPV 19 y para las masas de agua de la categoría ríos (excepto Masas de Agua Muy Modificada MAMM tipo embalse), se ha desarrollado el denominado IFQ-R (Índice de Físico-Química Referenciado).

19 www.uragentzia.euskadi.net

Este índice es un sistema de clasificación de los indicadores fisicoquímicos generales que refleja el grado de divergencia respecto a condiciones de referencia, basado en Análisis de Componentes Principales y de distancias vectoriales, y que tiene un sentido ecológico por su validación con los resultados biológicos (macroinvertebrados bentónicos).

El índice IFQ-R es comparable a los EQR empleados en los indicadores biológicos en el marco de la DMA y sirve para dar una valoración global del estado de una masa en función de las condiciones fisicoquímicas generales que están directamente relacionadas con las presiones de origen humano, especialmente por contaminación puntual. Por tanto sirve para analizar estas presiones y su repercusión ecológica a nivel de masa. Las variables que intervienen en el IFQ-R son:

• Condiciones de oxigenación: porcentaje de saturación de oxígeno (%O2); demanda bioquímica de oxígeno a 5 días (DBO5) y demanda química de oxígeno (DQO), y

• Condiciones relativas a nutrientes: fósforo total, (PT), amonio (NH4), nitrito (NO2) y Nitrógeno total (NT).

El cálculo del IFQ-R se realiza mediante una fórmula20 que permite valorar el grado de divergencia respecto a condiciones de referencia de los resultados asociados a un muestreo.

Siguiendo la estrategia de obtención de umbrales de calidad desarrollada en el ejercicio de intercalibración (Ríos, Grupo Geográfico de Intercalibración Central Báltico) y aplicándola a las tipologías presentes, se ha comprobado que no se dan diferencias significativas entre tipologías para el IFQ-R.

Así, se propone un valor de IFQ-R inferior o igual a 0,513 como objetivo ambiental para todas las tipologías de la categoría ríos presentes en la CAPV. Este valor umbral implica un resultado de condiciones 20 IFQ-R = 0,35783460 - [(-0,00231993 %O2) + (0,0878411Log10 (NH4)) + (0,12033473Log10 (DBO5)) + (0,10490488Log10 (DQO)) + (0,06871787Log10 (NO2)) + (0,07353095Log10 (PT)) + (0,10340487Log10 (NT))]); todos los resultados en mg/l excepto saturación de oxígeno.


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fisicoquímicas aptas para que se de un buen estado ecológico.

La temperatura no se incluye en el cálculo del IFQ-R puesto que aunque el efecto derivado de vertidos térmicos puede ser relevante a nivel local, no acostumbra a tener una gran repercusión ecológica a nivel de masa de agua. Las oscilaciones térmicas del agua pueden llegar a ser notorias en situaciones de bosque de ribera escaso o mal estructurado, este hecho se debe identificar por los indicadores hidromorfológicos.

La salinidad no se incluye en el cálculo del IFQ-R puesto que aunque el efecto derivado de vertidos con componente salino puede ser relevante a nivel local,

no acostumbra a tener una gran repercusión ecológica a nivel de masa de agua. El análisis relativo a su grado de desviación de las condiciones naturales debe realizarse de forma pormenorizada ante aportes naturales que de forma más o menos local alteren los valores asignados a la tipología asignada.

Se plantea que el grado de cumplimiento de los objetivos ambientales propuestos para condiciones fisicoquímicas generales en ríos sea tal que realizándose muestreo al menos trimestral o estacional el 75% de las muestras recogidas durante un año se encuentren dentro de los umbrales establecidos.


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8. REFERENCIAS

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