Limnetica 21, volumen 3-4, 2002 - Asociación Ibérica de ...A la memoria de Antonino Sánchez...

LIMNETICA

Volumen 21(3-4), 2002

ASOCIACIÓN ESPAÑOLA

DE LIMNOLOGÍA

LIMNETICA Vol. 21(3-4), 2002ÍNDICE

NARCÍS PRAT. El Proyecto GUADALMED 1

JOSÉ LUIS ORTIZ CASAS. La directiva marco del agua (2000/60/ce): aspectos relevantes para el proyecto GUADALMED 5

NÚRIA BONADA, et al. Intercalibración de la metodología GUADALMED. Selección de un protocolo de muestreo para la determinación del estado ecológico de los ríos mediterráneos 13

SANTIAGO ROBLES, et al. Descripción de las cuencas mediterráneas seleccionadas en el proyecto GUADALMED 35

MANUEL TORO, et al. Calidad de las aguas de los ríos mediterráneos del proyecto GUADALMEDCaracterísticas físico-químicas 63

NÚRIA BONADA, et al. Ensayo de una tipología de las cuencas mediterráneas del proyecto GUADALMED siguiendo las directrices de la directiva marco del agua 77

NÚRIA BONADA, et al. Criterios para la selección de condiciones de referencia en los ríos mediterráneos. Resultados del proyecto GUADALMED 99

ISABEL PARDO, et al. El hábitat de los ríos mediterráneos. Diseño de un índice de diversidad de hábitat 115

Mª LUISA SUÁREZ, et al. Las riberas de los ríos mediterráneos y su calidad: el uso del índice QBR 135

SOLEDAD VIVAS, et al. Aproximación multivariante en la exploración de la tolerancia ambiental de las familias de macroinvertebrados de los ríos mediterráneos del proyecto GUADALMED 149

JAVIER ALBA-TERCEDOR, et al. Caracterización del estado ecológico de ríos mediterráneos ibéricos mediante el índice IBMWP (antes BMWP’) 175

PABLO JÁIMEZ-CUÉLLAR, et al. Protocolo GUADALMED (PRECE) 187

Vol

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Presidencia: SERGI SABATER. GironaVicepresidencia: JULIA TOJA. SevillaSecretaría: JUAN MIGUEL SORIA. ValenciaTesorería: EUGENIO RICO. Madrid

ASOCIACIÓN ESPAÑOLADE

LIMNOLOGÍA

LIMNETICALIMNETICA es una revista internacional publicada por la Asociación Española de Limnología.

EditorJOAN ARMENGOL

Editores adjuntosISABEL MUÑOZ

FRANCESC SABATER

DAVID BALAYLA

Editores invitadosNARCÍS PRATS

NÚRIA BONADA

Comité editorialJ. Alba. Granada A. Palau. LleidaM.J. Boavida. Lisboa, Portugal C. Pedrós-Alió. BarcelonaX. Casamitjana. Girona D. Planas. Montreal, CanadáJ. Catalán. Barcelona N. Prat. BarcelonaM.A.S. Graça. Coimbra, Portugal A. Quesada. MadridC. Granado. Sevilla K. Simek. Ceske Budejovice, Rep. ChecaR.D. Gulati. Nieuwersluis, Holanda T. Tundisi. Sao Carlos, BrasilR. Margalef. Barcelona E. Vicente. Valencia

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Secretaria de RedacciónELENA GUERRA

Toda correspondencia relativa a la ASOCIACIÓN ESPAÑOLA DE LIMNOLOGÍA y a la revista LIMNETICA, incluida lapetición de altas, bajas, intercambios, suscripciones y ejemplares atrasados debe dirigirse a la Secretaria de la AsociaciónEspañola de Limnología, C/ Los Ángeles, 33, 46920-Mislata (Valencia).

Los manuscritos de trabajos científicos para su publicación en LIMNETICA deben ser enviados a Joan Armengol,Departament d'Ecologia. Facultat de Biologia. Universitat de Barcelona. Av. Diagonal, 645. 08028-Barcelona.

Limnetica está indexada en las siguientes bases de datos:Aquatic Sciences and Fisheries Abstracts (ASFA); Zoological Record of BIOSIS® database; Freshwater BiologicalAssociation (FBA); NISSC’s FISHLIT database; Sistema de Información en Línea para Revistas Científicas de América Latina,Caribe, España y Portugal (LATINDEX); Library of Natural Sciences of Russian Academy of Science (LNS); Indice Españolde Ciencia y Tecnología (ICYT).

Volumen 21. Número 3-4. 2002

LIMNETICARevista de la

Asociación Española de Limnología

Volumen EspecialResultados del proyecto GUADALMED sobre el Estado Ecológico

de los ríos Mediterráneos

EditorJoan Armengol

(Universitat de Barcelona)

Editores invitadosNarcís Prat y Núria Bonada(Universitat de Barcelona)

Publicacions

© Asociación Española de Limnología

Depósito Legal:V-2404-1986

ISSN: 0213-8409

Autoedición: Servei Gràfic NJR, SL

Impresión: Gráficas Rey

Impreso en España

Printed in Spain

A la memoria de Antonino Sánchez Ortega

Todos los investigadores echamos de menos a nuestro queridocompañero Antonino Sánchez-Ortega quien una fatalidad quiso que

la muerte nos lo arrebatara el 6 de Junio de 2002.

Hoy llegado este momento, en que con ilusión presentamos losresultados de la primera fase del proyecto GUADALMED, todos

los que formamos parte de esta gran familia queremos dedicarle estevolumen como homenaje y reconocimiento a su meritoria trayectoria

científica; pero muy especialmente como señal de nuestro cariño.

¡Va por ti querido amigo!

El proyecto Guadalmed se empezó a gestar en1998 desde el Departamento de Ecología de laUniversidad de Barcelona como una respuesta alproceso de elaboración de la Directiva Marco delAgua (DMA). El proceso de elaboración de laDMA fue largo y arduo, ya en 1994 se presentópropuesta de Directiva sobre la CalidadEcológica del Agua que no prosperó. Discu-siones subsiguientes dentro del Consejo deEuropa y otra organizaciones llevaron a un cam-bio sustancial de aquel documento que acabócon la propuesta de la actual Directiva Marco delAgua. Se aprobó en diciembre del año 2000 y endiciembre del 2003 deberá estar transpuesta a lasdiferentes legislaciones europeas, proceso queen junio de 2003 en España está solo iniciándo-se. Las características de la Directiva se exponenpor parte de J.L. Ortiz en un capítulo de estevolumen especial de Limnetica .

En 1998 el grupo Ecobill del Departamentode Ecología de la Universidad de Barcelona, lle-vaba ya 4 años elaborando un protocolo de estu-dio de los ríos de la provincia de Barcelona queactualmente ya se ha publicado y puede consul-tarse en la web su versión mas reciente(http://www.diba.es/mediambient/quri.asp). Laidea del proyecto Guadalmed surgió de la nece-sidad de establecer un protocolo de muestreo yevaluación del estado ecológico de los ríosmediterráneos que abarcaran todo el arco dellevante español y fue el producto de la fusióndel trabajo de diferentes equipos que estudiabanríos mediterráneos con aproximaciones simila-res. La idea central del proyecto era establecerun protocolo común que fuera útil a las futurasautoridades competentes de las demarcacioneshidrográficas, como uno de los instrumentosposibles para evaluar el Estado Ecológico de los

ríos mediterráneos. Precisamente el que laDMA contemplara como clave el uso de indica-dores biológicos fue lo que motivó la constitu-ción del consorcio Guadalmed con los gruposque actualmente lo forman, ya que estos grupotenían mucha información sobre las comunida-des de organismos de los ríos y una gran expe-riencia en el uso de indicadores biológicos, aun-que con perspectivas ligeramente diferentes enalgunos casos. Por otra parte había habido pocatransmisión de este conocimiento a las autorida-des que realizan la gestión de las cuencas hidro-gráficas españolas por diversos motivos y en elproyecto Guadalmed se quería que la investiga-ción que se realizara fuera útil para la gestión,lo cual era también objetivo del Plan Nacionalde Investigación de aquellos momentos.

En el momento de constituir el consorcio, elcoordinador eligió aquellos grupos que ya tra-bajaban en el tema en cuencas de clima medite-rráneo que desembocaban al mar del mismonombre y con los cuales había un grado de cola-boración suficiente como para generar un grupoeficiente en la realización del trabajo. Se tratabade trabajar de forma conjunta usando un mismoprotocolo, lo cual no resulta fácil cuando losdiferentes grupos están acostumbrados a seguirsu propio sistema de trabajo. Hay que resaltarque la DMA enfatiza de forma clara la necesi-dad de unos protocolos claros de muestreo yanálisis de datos y que además explícitamenterequiere que se regulen mediante las normativasUNE y ISO, actualmente en fase de elaboración.El grupo Europeo de Normalización (CEN) estátrabajando de forma muy intensa para conseguireste objetivo; desgraciadamente España no estáexcesivamente presente en estos trabajos. Comoel equipo de trabajo tampoco se podía extender

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El Proyecto GUADALMED

Narcís Prat

Coordinador del Proyecto GUADALMEDDepartament d’Ecologia. Universitat de Barcelona. Diagonal, 645. 08028 Barcelona.

Limnetica 21(3-4): 1-3 (2002)© Asociación Española de Limnología, Madrid. Spain. ISSN: 0213-8409

demasiado, al f inal fueron siete los gruposimplicados por el coordinador en el proyectoGuadalmed que tenían como característicacomún que trabajaban en macroinvertebradosdesde hacía mucho tiempo y eran expertos en elestudio de la calidad biológica de los ríos medi-terráneos. El coordinador es consciente quemuchos otros grupos en España podían haberformado parte del proyecto y espera que en elfuturo se puedan realizar otros proyectos queengloben a otros equipos.

A lo largo del proyecto las dificultades de tra-bajo en grupo se han hecho muy patentes.Establecer una base de datos única ha sido unatarea mucho más ardua de lo que suponíamos alprincipio, así como el hacer comparables lasmedidas de los diferentes parámetros entre gru-pos lo que ha supuesto un esfuerzo enorme decoordinación. Las diferentes reuniones (cada 6meses aproximadamente) han servido parahomogeneizar el proceso de trabajo y los beca-rios asignados al proyecto la garantía de que sehaya realizado de forma mucho mas eficiente.El proyecto en su conjunto generará, esperamos,9 tesis doctorales en sus dos fases, lo cualgarantiza la consecución de los objetivos cientí-ficos del proyecto. Hasta el momento se hacompletado una de ellas y otras tres están enfase de redacción. Los resultados presentadosen esta Limnetica constituyen la síntesis de lostrabajos de la primera fase, mientras que enestos momentos está en marcha la segunda faseque finalizará en diciembre de 2005. Tambiénestá previsto que los resultados conjuntos deesta primera fase del proyecto se redacten eninglés y se publiquen en una revista de ampliadifusión entre la comunidad científica dedicadaal estudio de los ríos y la calidad de las aguas.

Como se verá este número especial deLimnetica consta de varios capítulos en que losautores son similares en la mayoría de ellos(excepto en el dedicado a la Directiva Marco).Como norma general el primer o primeros auto-res han sido los responsables de la escritura delcapítulo correspondiente, mientras que el restode los autores se han ordenado alfabéticamentey han contribuido al trabajo tanto por la genera-

ción de los datos de los ríos donde trabajabancomo por los comentarios y modificaciones altexto original propuesto por los autores princi-pales. Los trabajos fueron expuestos, a modo demini simposio, en la última reunión de la prime-ra fase del proyecto (Almería, Febrero de 2002)y sometidos a la revisión crítica de todos los queforman parte del proyecto. La existencia de unabase de datos única tanto de físico-químicacomo de macroinvertebrados y de índices decalidad de ribera y hábitat ha sido clave paraeste proceso de redacción de los trabajos. Elcoordinador del proyecto debe resaltar el trabajoy esfuerzo de los becarios del proyecto, NúriaBonada, Maruxa Álvarez, Pablo Jáimez-Cuéllar,Andrés Mellado, Santiago Robles y SoledadVivas tanto en la elaboración de esta base dedatos como en la redacción de los diferentes tra-bajos. El protocolo final de muestreo ha sidoelaborado básicamente por ellos que fueron losmáximos usuarios del mismo a lo largo del pro-yecto. Este es seguramente el instrumento masútil para los gestores de cara a la instrumentali-zación de la DMA.

El segundo objetivo, que los resultados fue-ran útiles a los gestores, también ha cumplidolas expectativas iniciales del proyecto. LosEPO’s (Entes Promotores y Observadores) quese incluyeron en el inicio del proyecto han sidoinvitados y asistido, en algunos casos, a nuestrareuniones. Particularmente con el Área deCoordinación y Aplicaciones Tecnológicas de laDGOH del MIMAM ha habido una comunica-ción continuada y uno de los capítulos de estaLimnetica ha sido escrito José Luis Ortiz, direc-tor de esta área. El que uno de los grupos impli-cados fuera el CEDEX ha hecho más fácil latransmisión de información a este instituto deestudios y aplicación de tecnología, el cual, pro-bablemente, tendrá un papel muy importante enla futura implementación de la DMA en España.

La realización de una segunda fase del pro-yecto, actualmente en marcha, supondrá queaquellos temas que no pudieron concluirse deforma satisfactoria en la primera fase se pue-dan realizar. Así en este número de Limneticase abordan de forma previa los temas de tipifi-

2 Narcís Prat

cación y establecimiento de condiciones dereferencia, cuyas conclusiones no son definiti-vas, aunque con los trabajos incluidos en estenumero se han establecido las bases para sudesarrollo mas concreto en la segunda fase delproyecto donde serán objeto de dos tesis docto-rales (el proyecto Guadalmed2, se ha iniciadoefectivamente en diciembre de 2002). En estasegunda fase del proyecto se abordará tambiénel uso de los sistemas predictivos que se utili-zan en algunos países como medida de la cali-dad del agua (e.g. RIVPACS) así como la utili-zación de organismos de taxonomía compleja,como los quironómidos, para las medidas delestado ecológico.

El coordinador del proyecto debe agradecer alPlan Nacional de Investigación y a sus gestores laposibilidad de realizar este proyecto en sus dosfases (HID98-0323-C05 y REN2001-3438-C07)así como a todos los EPO’s que nos han dadoapoyo, el Ministerio de Medio Ambiente a travésdel Área de Coordinación y AplicacionesTecnológicas de la DGOH, al “Servei del MediAmbient de la Diputació de Barcelona”, a laDelegación de Medio Ambiente de Granada dela Junta de Andalucía, y para la segunda fase laAgencia Catalana del Agua. También el apoyoque la Fundación Séneca dio a uno de los equipos

del proyecto en su primera fase. El programade formación de investigadores del Ministerio deCiencia y Tecnología ha sido generoso tambiéncon el proyecto con la concesión de 4 becas en laprimera fase y 3 en la segunda, así como conla posibilidad de que estos becarios realizaransucesivos viajes a otros países que han servidotanto para su formación como para que el proyec-to fuera conocido.

Esperamos, finalmente, que este volumen deLimnetica sea un documento útil para los dife-rentes colectivos de limnólogos españoles y enespecial para los afiliados a la AsociaciónEspañola de Limnología, (AEL) así como paralos muchos gestores que en estos momentosdeben pensar ya en la aplicación de la DMA aEspaña. Un agradecimiento muy especial lodebemos a la AEL y de forma particular al edi-tor de Limnetica, el Profesor Juan Armengol,catedrático de Ecología de la Universidad deBarcelona, por su interés en publicar este núme-ro monográfico. También agradezco muy espe-cialmente a Núria Bonada y a Isabel Muñoz eltrabajo final de edición para que los manuscri-tos fueran trasladados de forma eficiente al for-mato de la revista. Los resultados del proyecto yla base de datos pueden consultarse en la web:www.guadalmed.org.

El Proyecto GUADALMED 3

INTRODUCCIÓN

Dentro de la gran variedad temática que, enrelación con la política del agua, presenta laDirectiva 2000/60/CE (Directiva Marco delAgua) (D.O.C.E., 2000) destaca la evaluación yprotección del estado ecológico de los ecosiste-mas acuáticos, que, por lo que concierne a losríos mediterráneos, es precisamente el eje fun-damental del proyecto GUADALMED. El carác-

ter ambicioso con que, en principio, son aborda-dos los objetivos ecológicos de la DMA, haceque su texto ofrezca, frecuentemente, no pocasoportunidades de confusión, propiciadas por laabundancia de conceptos relativamente comple-jos y por el uso de expresiones equívocas o,simplemente, incorrectamente traducidas.

Es, por tanto, muy importante proceder conprecaución y rigor a la hora de interpretar losconceptos manejados en dicho texto, máxime

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La directiva marco del agua (2000/60/CE): aspectos relevantes para el proyecto GUADALMED

José Luis Ortiz Casas

Subdirección General de Tratamiento y Control de Calidad de las Aguas. Ministerio de Medio Ambiente.Plaza San Juan de la Cruz, s/n – 28071-Madrid.

RESUMEN

Entre las innovaciones que la Directiva Marco del Agua (2000/60/CE) introduce en la legislación de la Unión Europea, la másdestacable es la obligación de mantener o lograr un buen estado ecológico de los ríos y lagos, con independencia del uso a quese destinen sus aguas. Además, la evaluación del estado ecológico no deberá ser realizada en términos absolutos, sino en tér-minos relativos, como desviación respecto de los valores correspondientes a unas condiciones inalteradas antrópicamente parael tipo de río o de lago en cuestión. Por añadidura, la escala de calidades biológicas (basada en el cociente entre valor observa-do y valor en condiciones inalteradas) deberá ser objeto de una intercalibración entre los sistemas empleados por los Estadosmiembros. Por todo ello, será necesario establecer una cuidadosa tipología de todos los ríos y una identificación y evaluaciónde las condiciones biológicas de referencia, específicas de cada tipo. En el presente artículo, escrito con motivo del proyectoGUADALMED, se presentan, junto con comentarios sobre los términos y conceptos empleados, los aspectos más relevantesque conviene tener presentes a la hora de acometer un estudio de los ríos mediterráneos que pretenda ser directamente útil parael cumplimiento de la Directiva Marco del Agua.

Palabras clave: ríos mediterráneos, estado ecológico, directiva marco, GUADALMED

ABSTRACT

Among the novelties introduced by the Water Framework Directive (2000/60/EC) into the legal body of the European Union,the most remarkable is the obligation to maintain or achieve a “good” ecological status in rivers and lakes, regardless theirintended use. In addition, the monitoring of ecological status will have to be carried out not by using absolute terms, but bymeans of relative concepts (i.e., using deviations from the values associated with the concerned type of river or lake underantropogenically undisturbed conditions). Moreover, the quality scale (based on the ratio between observed values and valuesunder pristine conditions) will be subject to an intercalibration exercise between Member States concerning the biologicaldetail of classification systems being used by different countries. It will, thus, become necessary to establish a careful rivertypology and identify and assess the type-specific biological reference conditions. In this paper (arising from the GUADAL-MED project), the most relevant issues are presented, together with comments about terminology and concepts involved. Thesecomments should be borne in mind in the monitoring of Mediterranean streams as part of the Water Frame Directive effort.

Keywords: Mediterranean rivers, ecological status, framework directive, GUADALMED


cuando de esta interpretación pueden derivarseconsecuencias que, en última instancia, afecta-rán al grado de cumplimiento de la Directiva.Por otra parte, es también necesario mantenerun espíritu crítico en los aspectos semánticos,evitando el empleo, como términos sinónimos,de ciertas palabras que, siendo, a su vez,homónimas, son utilizadas en el texto de unmodo muy concreto. Tal ocurre, por ejemplo,con expresiones como “clasificación”, “poten-cial ecológico”, o “tipo”. Todo ello llevará,inevitablemente, a frecuentes referencias altexto original, en inglés, del que está traducidala versión española.

Con objeto de presentar de un modo ordena-do los aspectos más relevantes de la DMA parael Proyecto GUADALMED, es convenienteseguir la secuencia de trabajos que marca la pro-pia Directiva respecto a las cuestiones que nosocupan. Así, habremos de distinguir las siguien-tes fases de trabajo:1. Delimitación de masas de agua fluviales,

como paso previo para una caracterización delas mismas.

2. Tipología de ríos.3. Determinación de las condiciones de referen-

cia propias de cada tipo.4. Adopción de sistemas de evaluación y clasifi-

cación de la calidad biológica de los ríos,como expresión de su estado ecológico.

5. Intercalibración de los sistemas adoptadospara establecimiento de las correspondientesescalas clasificatorias.

DELIMITACIÓN DE LAS MASAS DE AGUA FLUVIALES

En el proyecto GUADALMED no cabe esperargrandes problemas en cuanto a la delimitación delas masas de aguas, a efectos de la DMA, a dife-rencia de lo que ocurre cuando se trabaja congrandes cuencas hidrográficas o grandes masaslacustres. Sin embargo, no está de más el tenerpresente lo que la Directiva señala al respecto.

Para comenzar, es curioso observar que laDMA continuamente hace uso de la expresión

“masas de agua”, pero apenas menciona lapalabra “ecosistemas” cuando alude a las aguasepicontinentales o costeras. Sin embargo, en elcontexto de la DMA no sólo ambas expresionesson equivalentes para las aguas superficiales,sino que la segunda resulta mucho más apropia-da para los fines ambientales que se persiguen.

El interés práctico que, en cualquier caso,tiene una disquisición en torno a la delimita-ción de las masas de aguas, se basa en que laDMA ofrece un margen de libertad para hacer-lo, con tal que exista una cierta homogeneidaden los ecosistemas resultantes. Este margen delibertad puede obedecer no sólo a parámetros“naturales”, sino también a circunstancias deorigen antrópico. En efecto, el Art. 2.10 definela “masa de agua superficial” como “una partediferenciada y significativa de agua superfi-cial, como [....] una corriente, río o canal,parte de una corriente, río o canal [....]”. Porejemplo, si un río, en un cierto punto de sucurso, recibe un afluente muy contaminado, eltramo superior a esta confluencia puede serconsiderado como una masa de agua distintadel tramo inferior, con lo cual se acotan espa-cialmente los problemas de consecución de losobjetivos de la Directiva. Análogamente, y estoes más probable en el ámbito GUADALMED,si un río recibe una aportación subterránea, portener un subálveo karstificado a partir de uncierto punto de su cauce, este punto puede mar-car el límite entre dos ecosistemas fluviales (y,aún más, entre dos tipos de ecosistemas) distin-tos, con características hidrogeoquímicas posi-blemente muy diferentes.

Como paso previo que es la delimitación demasas de agua dentro del trabajo de caracteriza-ción de los ríos, el Anexo II. 1.1.i) dice que lasmasas de agua “se clasificarán en uno de lossiguientes tipos de aguas superficiales [...]”, locual nos ofrece un buen ejemplo de una traduc-ción doblemente desafortunada a partir del textoinglés, donde se dice “shall be identified asfalling within one of the following surface watercategories....”. La diferencia no es trivial, ya queel verbo “clasificar” se reserva, más adelante, alacto de calificar el estado (bueno, malo, etc.) de

6 José Luis Ortiz Casas

los ecosistemas, mientras que aquí se trata sim-plemente de adscribir las masas acuáticas a las“categorías” (que no “tipos”) contempladas: ríos,lagos, aguas costeras o de transición.

Más adelante en el mismo Anexo II.1.1, sevuelve a aplicar desacertadamente la palabra“clasificar” para referirse a la adscripción atipos, a pesar de que el texto original inglésevita cuidadosamente una posible confusión,eligiendo el verbo “differentiate” para estosmenesteres y reservándose oportunamente lapalabra “classify” para más adelante, al referir-se, como sinónimo de “calificar”, a las clases decalidad biológica.

Por otra parte, en el trabajo de identificaciónde masas de agua fluviales hay que tener pre-sente la posibilidad (Anexo II.1.1.(i)) de aplicara un río o un tramo del mismo la denominaciónde “masa de agua muy modificada”, con arre-glo a la definición del Art. 2.9, o sea, de un ríoque “como consecuencia de alteraciones físicasproducidas por la actividad humana, ha experi-mentado un cambio sustancial en su naturale-za”. Esta consideración implica cambiar elobjetivo de un “buen estado ecológico”, por elde “buen potencial ecológico”, como se verámás adelante. Un caso importante de un tramofluvial “muy modificado” es el de aquél que hasido transformado en un ecosistema de tipolacustre por efecto de una presa, pero, en princi-pio, también se pueden considerar como taleslos tramos de río urbanizados y, en general,todos aquéllos cuyo régimen hídrico y condicio-nes físicas han sufrido una alteración suficiente-mente importante.

TIPOLOGÍA DE RÍOS

Teniendo perfectamente claro que la valoraciónde los resultados numéricos ofrecidos por uncierto sistema de evaluación de la calidad bio-lógica será diferente según los diferentes tiposde ríos a los que se aplique, la DMA prevé lanecesidad de establecer previamente una tipolo-gía dentro de esta categoría de ecosistemasacuáticos, al igual que para los lagos, aguas

costeras y de transición. Esta caracterización sedetalla en el Anexo II.1, al que ya nos hemosreferido en parte.

A diferencia de lo que podría pensarse con unenfoque taxonómico jerarquizado, la DMA noprevé, esencialmente, la agrupación o divisiónen supertipos o subtipos, al menos a efectos jurí-dicos. Por tanto, es mejor olvidarse de la termi-nología al uso cuando se habla de tipos, clases,órdenes, etc. y atenerse estrictamente al léxicoempleado en la Directiva. Hagamos, de nuevo,hincapié en que no se trata tanto de “clasificar”los ríos en tipos, como de “diferenciarlos” portipos, “agrupándolos” o “dividiéndolos” segúnque partamos, respectivamente, de masas fluvia-les individuales o del conjunto de ríos de lacuenca o zona de estudio.

Lo primero que deja bien claro el Anexo II.1.1es que cada “ecorregión” europea da lugar, enprincipio, a una tipología distinta dentro de cadacategoría. Por tanto, en virtud del mapa A delAnexo XI, los ríos mediterráneos españolesdarán lugar a una tipología propia, dentro de laregión Ibérico-Macaronésica, no necesariamentecompartida por los ríos mediterráneos de lasregiones de Francia, Italia y Balcánicas.

Aunque la Directiva ofrece dos sistemasalternativos para el establecimiento de tipos,todos los Estados miembros han coincidido enseñalar que el llamado Sistema A, basado úni-camente en la ubicación geográfica y en lasuperficie y naturaleza geológica de la cuenca,es insuficiente para adoptar una tipología capazde satisfacer los requisitos que la DMA imponeulteriormente. Por otra parte, el llamadoSistema B contiene unos “factores obligato-rios” que por sí solos ya comprenden los delSistema A, a excepción de la superficie decuenca, la cual viene a ser sustituida por unaserie de “factores optativos” tanto fisiográficoscomo químicos. Entre los químicos se mencio-nan, curiosamente, sólo dos: la capacidad deneutralización de ácidos (que equivale a la alca-linidad total) y la concentración de cloruros. Aesto hay que añadir unos factores optativos decarácter climático, como la temperatura del airey las precipitaciones.

La directiva marco del agua 7

Interesa subrayar que la tipología contempladaen la DMA está basada únicamente en aquellosfactores que determinan las características natu-rales del río o de parte del mismo, lo que a suvez condiciona la estructura y composición de lacomunidad biológica. En otras palabras, ademásde los factores geográficos y climáticos, la tipo-logía viene dada por las características naturalesdel biótopo que afectan a la biocenosis. Ello sig-nifica dos cosas: 1º) que para el establecimientode tipos de ríos, a diferencia de lo que decíamospara la delimitación de ecosistemas o masas deagua, hay que hacer abstracción de las caracte-rísticas de origen antrópico como, por ejemplo,la contaminación del agua o la alteración artifi-cial del cauce o las riberas. Otra cosa sería siquisiéramos elaborar una tipología exclusiva deríos “muy modificados”, cosa que, por otraparte, la DMA no contempla. 2º) Que los datosde calidad biológica del agua de un río no han deser la base para la asignación del río a uno u otrotipo, ya que dicha calidad biológica es, precisa-mente, un resultado de la tipología, sumada a lasposibles presiones antrópicas. Ello no quieredecir que no se puedan consultar, a título orien-tativo, los datos de calidad que pueda haber dis-ponibles, como anticipo de una posible tipologíaque estará basada en factores meramente fisio-gráficos y geoquímicos.

En cuanto al número de tipos de ríos resultan-tes, la DMA no establece nada al respecto,pero cabe entender que, a efectos de gestiónposterior de los ecosistemas acuáticos, los tiposno deben ser excesivamente numerosos, aunquesí deben reflejar suficientemente la variabilidadreal que pudiera existir. Esta variabilidad va avenir reflejada, fundamentalmente, por las“condiciones de referencia” que son tratadas porla Directiva en el Anexo II.1.3

DETERMINACIÓN DE LAS CONDICIONES DE REFERENCIA PROPIAS DE CADA TIPO

Con arreglo a la DMA, no basta con llevar acabo una simple evaluación del estado ecológi-

co de un río, en términos absolutos, mediante elempleo de uno u otro indicador biológico, paracalif icar dicho estado como bueno, malo oregular en función del valor numérico obtenido.La evaluación que exige la DMA ha de ofrecer,en efecto, un valor relativo que mida el gradode desviación de las condiciones biológicasobservadas en el río respecto de las mejorescondiciones biológicas posibles, que son lasque tendría ese río en un estado prístino o prác-ticamente inalterado por presiones antrópicas.Estas “condiciones biológicas de referencia”,tal como dice el Anexo II. 1.3.i), correspondena la definición normativa que el Anexo V.1.2.1establece para el “muy buen estado ecológico”de los ríos (“high ecological status”). Es muyimportante no emplear indistintamente, comosinónimo de “muy buen estado ecológico”, laexpresión “máximo potencial ecológico”(“maximum ecological potential”) o la de“óptimo potencial ecológico”, pues la DMAreserva el término “potencial ecológico” exclu-sivamente para los ecosistemas artificiales ymuy modificados. La razón de esta distincióntan neta es que, si bien cabe hablar perfecta-mente en general del estado ecológico de un ríoartificial o muy modificado, sin más connota-ciones, dicho estado ecológico escapa a la cali-ficación de “muy bueno” o “bueno”, de modoque para efectuar una valoración cualitativaapropiada, ésta hay que asociarla al concepto depotencial ecológico, en el que se consideraimplícita la existencia y el mantenimiento deuna determinada alteración antrópica, previa-mente establecida y jurídicamente admitida.

Al margen de esta disquisición semántica, locierto es que todo sistema de evaluacióndel estado ecológico de un río requiere el cono-cimiento y medición de las condiciones bioló-gicas de referencia, correspondientes a unestado ecológico “muy bueno” para el tipo derío en cuestión. Conviene insistir en que laDMA, siempre que habla de “condiciones dereferencia” está aludiendo exclusivamente a lasde índole biológica, añadiendo además laexpresión “específicas del tipo” correspon-diente. Dichas condiciones biológicas estarán


asociadas, naturalmente, a unas condicioneshidromorfológicas y físico-químicas, específi-cas del tipo en cuestión, que son las que nosvan a permitir identificar los puntos de una redde referencia para dicho tipo de río. Según dis-pone el Anexo II.1.3.iv), cada red de referencia“contendrá un número suficiente de puntos enmuy buen estado, con objeto de proporcionarun nivel de confianza suficiente sobre los valo-res correspondientes a las condiciones de refe-rencia, en función de la variabilidad de losvalores de los indicadores de calidad quecorresponden a un muy buen estado ecológicopara ese tipo”

A efectos de una ulterior calificación o clasi-ficación del estado ecológico, el Anexo V.1.1.1.concreta qué “indicadores” (“elementos” en laversión original) hidromorfológicos y fisicoquí-micos son los que afectan a los indicadores bio-lógicos, como se resume a continuación:

• Hidromorfológicos: – régimen hidrológico (caudales e hidrodiná-

mica del flujo; conexión con aguas subte-rráneas).

– continuidad del río.– condiciones morfológicas (variación de la

profundidad y anchura, estructura y sustra-to del lecho; estructura de la zona de ribera)

• Fisicoquímicos:– generales (régimen térmico, oxigenación,

salinidad, alcalinidad, nutrientes).– específicos (contaminación).

Hay que subrayar aquí que, en lo que se refie-re al establecimiento de las condiciones biológi-cas de referencia para un tipo de río determina-do, los indicadores de presión antrópica, talescomo todos los llamados “fisicoquímicos espe-cíficos” (contaminación), sólo sirven en tantoen cuanto tienen que indicar una contaminaciónó alteración nula.

Puede ocurrir, sin embargo, que no se dispon-ga de una base espacial de referencia, por nohaber ningún río del tipo en cuestión que presen-te un estado ecológico muy bueno. En este caso,el apartado v) del Anexo II.1.3 prevé la posibili-

dad de recurrir a técnicas de modelización, conayuda de datos históricos o de otra índole. En unplano más realista, y en tercer lugar de preferen-cia, el apartado iii) del Anexo II.1.3 prevé laposibilidad de“recabar el asesoramiento deexpertos” para establecer las condiciones bioló-gicas de referencia del tipo en cuestión.

Vale la pena, en el contexto del Proyecto GUA-DALMED, aludir también al apartado vi) delAnexo II.1.3, ya que da cuenta de una circunstan-cia que bien puede darse en los ríos mediterráne-os. Dicho apartado dice, en efecto, que cuando lacausa que imposibilite establecer unas condicio-nes de referencia fiables para un tipo dado, conrelación a un indicador de calidad determinado,sea debida exclusivamente a “un alto grado devariabilidad natural de dicho indicador”, ysiempre que no sea simplemente consecuencia devariaciones estacionales, “dicho indicador podráexcluirse de la evaluación del estado ecológicocorrespondiente a ese tipo” de río. El problemaes, quizás, dilucidar en qué medida se debe o no avariaciones estacionales el hecho de que un indi-cador biológico esté sujeto a una alta variabilidadnatural. Por otra parte, esta salvedad viene asuponer que en caso contrario sí hay que incluirtodos los indicadores biológicos relacionados enel Anexo II.1.3

ADOPCIÓN DE SISTEMAS DEEVALUACIÓN Y CLASIFICACIÓN DE LA CALIDAD BIOLÓGICA DE LOS RÍOS, COMO EXPRESIÓN DE SU ESTADO ECOLÓGICO

Una vez que se ha adoptado una tipología deríos y se han determinado, en su caso, los pun-tos de las redes de referencia, con el subsiguien-te conocimiento de las condiciones biológicasde referencia, el paso siguiente es elegir el siste-ma o sistemas más apropiados para evaluar yclasificar el estado ecológico de los ríosmediante indicadores de la calidad biológica.

La DMA otorga plena libertad a los Estadosmiembros para adoptar los sistemas que consi-deren más convenientes, siempre que se sigan


los requisitos que se resumen a continuación.Estos requisitos, expuestos en el Anexo V.1.4 serefieren, principalmente, a la necesidad de pro-ducir unos resultados comparables con los quese obtendrían por sistemas alternativos.

Con objeto de asegurar esta comparabilidad,y tal como se ha dicho anteriormente, el estadoecológico se medirá como desviación respectoa las condiciones biológicas de referencia. Estadesviación, a su vez, se mide como “cociente decalidad ecológica”, o, empleando siglas ingle-sas, EQR (“ecological quality ratio”), tal que

dondeVo = valor observado del parámetro biológico

en un río determinadoVR = valor del mismo parámetro biológico que

corresponde a las condiciones de referencia espe-cíficas del tipo al que pertenece el río en cuestión

Según detalla el apartado ii) del AnexoV.1.4.1, el valor de EQR deberá expresarse detal modo que, cualquiera que sea el sistema ele-gido, deberá verificarse:

0 < EQR ≤ 1

Los valores cercanos a 1 indicarán un muybuen estado ecológico, mientras que los próxi-mos a 0 corresponderán a un mal estado ecológi-co. Esto significa, por tanto, que los valores delos parámetros biológicos utilizados deberán serdirectamente proporcionales a la calidad, demodo que en caso contrario sería necesario utili-zar los valores inversos de las variables elegidas.

A partir de aquí, la manera de proceder varíasegún que el tipo de río sea o no uno de los elegi-dos para el ejercicio de intercalibración previstopor la DMA, y del que nos ocupamos en el apar-tado siguiente. Si no se prevé que se someta a unaintercalibración, la escala de valores EQR sedividirá en cinco clases o niveles de calidad: muybueno, bueno, moderado, deficiente y malo.

Hay que subrayar que donde la versión ingle-sa dice “moderate” la española debería decir

“moderado”, pero pone “aceptable”, lo cualconstituye un grueso error. En efecto, dichoestado ecológico es tan inaceptable jurídicamen-te como el deficiente o el malo, ya que no sealcanza un “buen estado”, constituyendo unincumplimiento de los objetivos de la DMA. Larazón de este error radica en un borrador origi-nal anterior de la Directiva donde se decía“fair”, pero, una vez advertido el comité jurídi-co-lingüístico de lo inoportuno que este términoresultaba, el texto inglés lo cambió a “modera-te”, cosa que, sorprendentemente, no se hizo enla versión española.

La DMA no exige, por otra parte, que laescala de EQR resultante sea lineal, de modoque cada uno de los intervalos o clases de cali-dad tuviese un rango de 0.2. Aunque pareceríadeseable que así fuera, mediante las oportunastransformaciones matemáticas, lo cierto es quela cuestión se podría complicar si se tiene encuenta que los límites de clase resultantesdeben responder, ineludiblemente, a las defini-ciones normativas que f iguran en el AnexoV.1.2 respecto a los estados ecológicos muybueno, bueno y moderado.

Conviene subrayar que un mismo valor Vodel numerador de la fracción EQR, obtenidopor aplicación de un determinado sistemao índice biológico, puede implicar un estadoecológico distinto según el tipo de río al quese aplique, habida cuenta que las condicionesbiológicas de referencia (VR ) son específicasde cada tipo.

INTERCALIBRACIÓN DE LOSSISTEMAS ADOPTADOS PARAESTABLECIMIENTO DE LASCORRESPONDIENTES ESCALASCLASIFICATORIAS.

Las ambiciones de la DMA en cuanto a compa-rabilidad de los resultados no se limitan a esta-blecer una escala de valores relativos, comoson los valores EQR, sino que obligan a reali-zar unos ejercicios de intercalibración de lossistemas biológicos elegidos por los Estados

VoEQR =

VR


miembros. Estos ejercicios de intercalibraciónestarán dirigidos por la Comisión de la UniónEuropea (CE) y se hallan descritos en el AnexoV.1.4.1. La intercalibración prevista apuntaconcretamente a dos valores clave: el del lími-te entre el estado muy bueno y el bueno, y eldel límite entre el bueno y el moderado.El primero interesa porque marca el cumpli-mento de la obligación de no descender de eselímite cuando el estado es muy bueno, aunqueno es obligatorio superarlo cuando se estádebajo. El segundo interesa aún más, en cuantoque marca un doble compromiso: a) no bajardel mismo, si se está por encima, b) superarlo,si se está por debajo.

Como no es materialmente posible someter aintercalibración la totalidad de los sistemasempleados ni su aplicación a todos los tipos deríos existentes, la DMA prevé, para cada eco-rregión de la UE, seleccionar unos cuantostipos de río, atendiendo a ciertos criterios nopredeterminados (extensión geográfica, repre-sentatividad, etc.). Dentro de cada uno de estostipos, hay que elegir un mínimo de cuatro pun-tos de intercalibración: dos que se encuentrenen el límite muy bueno/bueno y otros dos en ellímite bueno/moderado. Hay que señalar, noobstante, que entre los expertos europeos cundela idea de que dos puntos para cada valor límitees un número demasiado pequeño.

Conviene recalcar que esta red de intercali-bración, así formada, es independiente de lared de referencia a la que nos hemos referidomás arriba, la cual sí abarca a todos los tiposexistentes, al menos a aquéllos que permitanuna base espacial.

De este modo, si en una ecorregión se eligenN tipos de ríos para la intercalibración, deberáhaber como mínimo 4N puntos en la red corres-pondiente, algunos de los cuales bien podríanser ríos mediterráneos, por lo que se refiere a laecorregión ibérico-macaronésica.

Evidentemente, la tarea más complicada deeste ejercicio es precisamente, la elecciónde los puntos de la red de intercalibración, pormuchas indicaciones que ofrezcan las definicio-nes normativas del Anexo V para los estados

muy bueno, bueno y moderado. Todo lo que laDMA señala al respecto es que “los puntosserán elegidos con un criterio técnico basadoen inspecciones conjuntas y en cualquier otrainformación disponible”. (Anexo V.1.4.1.v).

Una vez establecida la red de intercalibra-ción, cada sistema de evaluación de la calidadbiológica se aplicará a los puntos de la regiónecológica que pertenezcan al tipo al que sevaya a aplicar dicho sistema. El apartado vi) delAnexo V.1.4.1 añade que “los resultados de estaaplicación servirán para establecer los valoresnuméricos de los límites de clase pertinentesdentro de cada sistema de seguimiento delEstado miembro”.

De todo lo anterior se deduce que la intercali-bración deberá realizarse según los principiossiguientes:

– No se trata de comprobar la validez que, paraun tipo de río determinado, tienen unosdeterminados valores de la respectiva escalaEQR, sino más bien de averiguar, por partede la CE y el Estado implicado, cuáles sonlos valores numéricos, que, según el sistemaempleado, deberán corresponder a los límitesseñalados más arriba para el tipo de río encuestión. En otras palabras, la escala de cla-ses EQR no la establece el Estado miembropor sí solo, sino que es determinada por elejercicio de intercalibración.

– Para aquellos tipos de río que, encontrándoseen una misma ecorregión, son compartidospor más de un Estado miembro, se aplicarántodos aquellos sistemas que dichos Estadospiensen utilizar para el tipo o tipos en cues-tión. De este modo, no solo se fijarán losvalores correspondientes a los límites de cla-ses, sino que se conocerá la equivalenciaentre los diversos sistemas empleados sobreese tipo ó tipos.

– Dado que el ámbito de la intercalibración esla ecorregión, con arreglo al mapa A delAnexo XI no es obligatorio que los ríos medi-terráneos españoles tengan que participar enuna intercalibración conjunta con otros ríosmediterráneos externos a su territorio, aun-


que sí pueden someterse a un ejercicio deintercalibración limitado a la región ibérico-macaronésica. No obstante, hay que señalarque no pocos expertos europeos se muestranpartidarios de ampliar el ámbito regional si seencuentran suficientes similitudes tipológicasmás allá de la ecorregión.

CONCLUSIÓN

Como puede deducirse de las páginas anterio-res, la aplicación de la DMA en materia deevaluación y calificación del estado ecológicono es tarea sencilla. Además, los plazos que laDMA fija para estos trabajos no son precisa-mente muy holgados, dada la envergadura de losmismos. Actualmente, existen unos Grupos deTrabajo europeos, dedicados a interpretar lasdisposiciones de la Directiva y a ofrecer unaguía de aplicación con relación a diversos temascomo el establecimiento de las condiciones dereferencia, el ejercicio intercalibración y losprogramas de muestreo, entre otros.

Los ríos mediterráneos, por su parte, sonunos ecosistemas con una problemática muyespecial, y, desde luego, con unas característi-cas totalmente alejadas de los esquemas cen-troeuropeos, desde donde suele emanar toda lanormativa ambiental europea. De ahí que elproyecto GUADALMED no pueda ser másoportuno ni más valioso desde el punto de vistade la DMA.

A continuación se resumen los plazos esta-blecidos por la DMA para la realización de lostrabajos más relevantes con relación al ProyectoGUADALMED:

Fecha límite

22/12/2004Caracterización de los ríos:tipología y condiciones dereferencia (Art.5.1, AnexoII.1)

22/12/2006Diseño y puesta a punto deprogramas de seguimiento(Art. 8.2, Anexo V.1.1.)

22/12/2003Propuesta de la CE parapuntos de la red de intercali-bración (Art. 21, AnexoV.1.4.1 vii)

22/12/2004Establecimiento y publica-ción de la lista de puntos deintercalibración (AnexoV.1.4.1 vii)

22/06/2006Ejecución de la intercalibra-ción por la CE y los EM(Anexo V.1.4.1,viii)

22/12/2006Publicación por la CE de losresultados de la intercalibra-ción (Anexo V.1.4.1.ix)

BIBLIOGRAFÍA

D.O.C.E. 2000. Directiva 2000/60/CE delParlamento Europeo y del Consejo de 23 de octu-bre de 2000 por la que se establece un marcocomunitario de actuación en el ámbito de la políti-ca de aguas. D.O.C.E. L 327 de 22.12.00. 69 pp.


Intercalibración de la metodología GUADALMED. Selección de unprotocolo de muestreo para la determinación del estado ecológico de los ríos mediterráneos.

Núria Bonada1, Narcís Prat1, Antoni Munné1, Marc Plans1, Carolina Solà1, Maruxa Álvarez2, Isabel Pardo2, Gabriel Moyà3, Guillem Ramon3, Manuel Toro4, Santiago Robles4, Juan Avilés4, Mª Luisa Suárez5, Mª Rosario Vidal-Abarca5, Andrés Mellado5, José Luis Moreno5, Cristina Guerrero5, Soledad Vivas6, Manuel Ortega6,Jesús Casas6, Antonino Sánchez-Ortega7, Pablo Jáimez-Cuéllar7 y Javier Alba-Tercedor7

1Departament d’Ecologia. Universitat de Barcelona. Diagonal, 645. 08028 Barcelona. 2Área de Ecología. Universidad de Vigo. Campus Lagoas-Marcosende. 36200 Vigo. 3Departament de Biologia. Universitat de les Illes Balears. Crta. Valldemosa, km. 7.5. 07071 Palma deMallorca. 4CEDEX. División de Ecología de los Sistemas Acuáticos Continentales. Paseo Bajo Virgen del Puerto, 3.28005 Madrid. 5Departamento de Ecología e Hidrología. Universidad de Murcia. Campus de Espinardo. 30100 Murcia. 6Departamento de Biología Vegetal y Ecología. Universidad de Almería. Cañada de San Urbano, s/n. 04120Almería. 7Departamento de Biología Animal y Ecología. Universidad de Granada. Campus Universitario deFuentenueva. 18071 Granada.

RESUMEN

La aplicación de la Directiva Marco del Agua necesita que los países dispongan de una metodología de muestreo estandariza-da que permita la valoración del estado ecológico de las aguas continentales. Esta metodología deberá usarse en estudiosextensivos y, en general, poder ser utilizada por técnicos de formación media con un cierto grado de entrenamiento especiali-zado. Por ello, la estandarización de protocolos de muestreo es una herramienta imprescindible para asegurar que los datossean comparables. Asimismo en los proyectos de investigación de tipo coordinado la homogeneización de protocolos de mues-treo entre equipos de investigación es básico para conseguir unas bases de datos consistentes. En el presente trabajo se presen-tan los resultados de un ejercicio de intercalibración de protocolos de trabajo de campo, laboratorio y uso de varios índices quepueden ser útiles para la determinación del estado ecológico de los ríos de la vertiente mediterránea peninsular y Baleares. Enel ejercicio participaron 23 miembros de los seis equipos de investigación que integran los proyectos GUADALMED (HID98-0323-C05 y REN2001-3438-C07) y PLP/10/FS/97 de la Fundación Séneca de la Comunidad Autónoma de la Región deMurcia, y se realizó en una localidad del río Argos (Murcia). Para la realización del estudio el grupo se dividió en cuatro subgrupos, cada uno de ellos con investigadores de los seis equiposparticipantes. Cada subgrupo muestreó el río en un tramo de 100 metros y cada tramo de muestreo estaba separado del anteriorpor 200 metros por lo menos. Se tomaron datos de características fisicoquímicas, macroinvertebrados bentónicos y bosque deribera de acuerdo con dos protocolos de muestreo previamente acordados entre los equipos participantes. También se estanda-rizó la separación y contaje de los individuos en el laboratorio. Los resultados mostraron que no existieron diferencias significativas entre subgrupos o entre los dos protocolos de muestreo ycontaje testados cuando se evalúa la calidad biológica con los índices de macroinvertebrados IBMWP y IASPT, ni tampoco enel número de familias halladas entre protocolos. Si se consideraban los hábitats leníticos y lóticos por separado tampoco exis-tían diferencias significativas entre los protocolos o los subgrupos en el valor de los índices, aunque el hábitat lenítico eramucho más diverso que el lótico. Todo ello a pesar de que existían diferencias en las comunidades encontradas en los diferen-tes subgrupos.En los contajes de laboratorio se observó que a partir de 200 individuos el valor del índice IBMWP ya no varía significativa-mente, mientras que el valor del IASPT no varía después de contar 100 individuos.Existieron diferencias significativas entre subgrupos a la hora de evaluar el bosque de ribera con el índice QBR, valores queno eran debidos a la subjetividad individual ya que dentro del subgrupo la variación era pequeña, sino a las diferencias en el

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INTRODUCCIÓN

La Directiva Marco del Agua (DMA) (D.O.C.E.,2000) prevé que los países miembros determinenel estado ecológico de las aguas continentalesbasándose en criterios ecosistémicos (macro-invertebrados, peces, macrófitos, bosque de ribe-ra,…). Antes del 2016 los países de la UE debe-rán demostrar ante la Comisión que sus ríos ylagos están en muy buen estado ecológico. EnEstados Unidos el concepto de estado ecológico(formulado de diferentes maneras: salud ecológi-

ca, integridad biológica, etc.) ha representado unelemento clave en los objetivos de gestión de lacalidad del agua de la administración y es recogi-do de forma abundante en su legislación (Karr &Chu, 2000). Como consecuencia de todo ello,existen varias metodologías estandarizadas parasu determinación que varían según los estados(Plafkin et al., 1989; Barbour et al. 1999; Carter& Resh, 2001). También, en algunos países euro-peos se han desarrollado, en los últimos años,metodologías para evaluar el estado ecológico(Bloch, 1999; Chovanec et al., 2000; Harper et

14 Núria Bonada et al.

hábitat en cada uno de los cuatro puntos muestreados (con cobertura arbórea muy diferente), lo que demuestra el carácterindicador local de este índice.Con estos resultados se propone el protocolo de muestreo GUADALMED, que es el que se usó durante todo el proyecto.

Palabras clave: Protocolo, intercalibración, macroinvertebrados, estado ecológico, Directiva Marco del Agua, QBR,IBMWP, ASPT

ABSTRACT

The development of the Water Framework Directive in European countries needs standard sampling methods to evaluate theecological status of freshwaters. Methods for use in monitoring surveys, should be suitable for non specialists. Therefore, stan-dard protocols are necessary for the intercomparison of results from different countries. Similarly, the sampling protocols incooperative research projects should be homogeneous in order to ensure consistent data bases. In the present work, the resultsof an intercalibration exercise of sampling and sorting protocols between six teams are given. Several indices potentially use-ful for the evaluation of ecological status of streams in the Mediterranean coast of Spain and the Balearic Islands are compa-red. The exercise was conducted in a sampling site in the river Argos (Murcia, Spain) and 23 researchers from six researchteams from across Spain were involved. The teams formed part of the projects GUADALMED (HID98-0323-C05 andREN2001-3438-C07) and PKP/10/FS/97 funded by the “Seneca Foundation” (Murcia Regional Authority). To perform the intercalibration exercise, the group of researchers was divided into four subgroups, each of them includingresearchers from the 6 teams participating in the exercise. Each subgroup took samples from a stream 100 m reach. Each sam-pling reach was separated from the previous by, at least, 200 m. Water physico-chemistry, and macroinvertebrate and riparianhabitat information were collected, following two sampling protocols previously agreed upon by all teams. Procedures andother details for sorting and counting of macroinvertebrates in the laboratory were previously fixed, too. The results show that no significant differences exist, between the two sampling, sorting and counting protocols, nor betweensubgroups in the evaluation of biological quality of the stream using the indices IBMWP and IASPT (former BMWP’ andASPT’). No significant differences existed in number of macroinvertebrate families found using both protocols. When leniticand lotic habitats were considered separately, no significant differences in the index values were found between protocols orsubgroups either, although the lenitic habitat was more diverse than the lotic one. In the laboratory, the value of IBMWP did not change significantly when estimated from 200 or from more than 200 indivi-duals, while 100 individuals were enough to stabilize the value of IASPT. Significant differences were found between subgroups when the riparian habitat quality was evaluated using the index QBR(“Qualitat del Bosc de Ribera” — Quality of Riparian Forest index). However, differences between subgroups were small, sug-gesting that differences between the four sampling reaches were indeed due to differences in % vegetation cover of the riparianarea. This demonstrates that this index is valuable as an indicator of local changes in riparian habitat condition.Using the results of the intercalibration exercise, a sampling protocol for project GUADALMED was established.

Keywords: Protocol, intercalibration, macroinvertebrates, ecological status, Water Frame Directive, QBR, IBMWP, IASPT.

al., 2000). En el caso de España, a pesar de losmuchos estudios existentes sobre indicadoresbiológicos, no hay todavía metodologías estanda-rizadas para su aplicación a la gestión.

Para la evaluación del estado de salud de losríos, se utilizan en diversos países los protoco-los de evaluación rápida de la calidad (RapidBioassessment Protocols — RBP) (Wrigth etal., 1984; Plafkin et al., 1989; Davies, 1994;Tiller & Metzeling, 1998; Chutter, 1998;Barbour et al., 1999). Los RBP, a los que llama-remos PRECE (Protocolos Rápidos deEvaluación de la Calidad Ecológica), se funda-mentan en la determinación de la integridadecológica (Karr, 1981; 1996) mediante unacaracterización del hábitat, una evaluación decalidad biológica del agua y una posterior com-paración con las condiciones de referencia(Barbour et al., 1999; Resh et al., 1995;Reynoldson et al., 1997). Son, por tanto, unreferente a tener en cuenta al implementar laDMA para la medida del estado ecológico.

Estos protocolos han sido diseñados para sereficientes, efectivos, fáciles de utilizar, de cos-tos reducidos y poder ser aplicados en regionesextensas (Resh & Jackson, 1993; Resh et al.,1995). Ello se consigue mediante un muestreo yprocesado de las muestras simplificado, evitan-do mínimamente la pérdida de información(Resh et al., 1995; Barbour & Gerritsen, 1996).

Una manera de simplificar y optimizar elmuestreo es disminuyendo el número de mues-tras por punto de muestro (Resh et al., 1995;Hewlett, 2000), ya sea integrando las comunida-des de los distintos hábitats presentes (Resh etal., 1995), o muestreando “el hábitat más pro-ductivo” (Plafkin et al., 1989). Ello, a pesar deque reduce el esfuerzo de muestreo, tiene impli-caciones estadísticas a tener en cuenta, pues alreducir el número de réplicas por estación, nopueden ser aplicados determinados métodosparamétricos (Hulbert, 1984; Norris, 1995). Apesar de ello, el uso de estaciones de referenciacomo réplicas podría evitar este problema(Norris, 1995; Resh et al., 1995).

El procesado de las muestras es un factorimportarte a tener en cuenta en estos PRECE.

Así, el PRECE propuesto por Tiller &Metzeling (1998) y Metzeling & Miller (2001)está basado en un muestro y procesado de lamuestra en el campo durante 30 minutos hastaobtener unos 200 individuos. Otros métodos sonindependientes del tiempo y se realizan en ellaboratorio, contando unos 200 individuos pre-via separación de los organismos de tamañomás grande (Plafkin et al., 1989; Barbour et al.,1999). Barbour & Gerritsen (1996) demostraronque utilizando un número fijo de organismos,los patrones de distribución que resultan sonsimilares a los mostrados con todos los indivi-duos. No obstante, este procedimiento de sub-muestreo basado en un contaje fijo puede tenerimplicaciones en la estimación del impacto, yaque afecta a la frecuencia y abundancia de lostaxones raros en la muestra (Cao & Williams,1999; Cao et al., 2001) y además, presuponeque los organismos tengan una distribuciónhomogénea (Countermanch, 1996). Debido aello, otros autores son partidarios de un sub-muestreo basado en una fracción fija (Cuffneyet al., 1993; Vinson & Hawking, 1996;Countermanch, 1996).

Los ríos mediterráneos están sometidos a unagran variabilidad de los caudales de maneranatural que supone la temporalidad de muchosde sus cauces. Además, son numerosas las alte-raciones que padecen: vertidos, regulación decaudales, alteración del bosque de ribera, movi-miento de áridos,… (Prat, 1993). Debido a estascaracterísticas, es posible que metodologíasdesarrolladas en otros países puedan no seraplicadas correctamente en este área. El proyec-to GUADALMED, en su primera fase, tienecomo objetivo establecer, testar e intercalibraruna metodología de muestreo basada en unPRECE. La utilización de este tipo de protoco-los permitirá, en fases posteriores, la determi-nación del estado ecológico del agua de formasencilla, de tal manera que podrían ser utiliza-dos por los gestores de la administración, cuan-do se aplique la DMA.

La selección del protocolo a utilizar, está basa-da en la experiencia de los investigadores delproyecto en los ríos mediterráneos peninsulares.

Intercalibración de la metodología GUADALMED 15

Por ello para la calidad biológica se testaron losíndices biológicos IBMWP y IASPT (hastaahora denominados BMWP’ y ASPT’ segúnAlba-Tercedor & Sánchez-Ortega, 1988) respec-to al FBILL (Prat et al., 1999). Para la evalua-ción del estado del bosque de ribera se usó elíndice QBR (Munné et al., 1998; Suárez-Alonso& Vidal-Abarca, 2000; Munné et al., 2003), ypara la caracterización del hábitat fluvial se apli-có un índice de diversidad de hábitat modificadode Barbour et al. (1999) y adaptado a nuestrosríos (Pardo et al., este volumen). El estudio decomunidades de algas y peces no se pudo reali-zar dentro del proyecto GUADALMED, aunqueen la DMA serán grupos a tener en cuenta yhabrá que diseñar un PRECE para estos elemen-tos de calidad.

ÁREA DE ESTUDIO

Para la selección e intercalibración de la meto-dología a utilizar durante el proyecto, se selec-

cionó un punto de muestreo de la cabecera delrío Argos (Barranda, Murcia), afluente del ríoSegura por el margen izquierdo (Fig. 1). Setrata de un río intermitente de una longitud de48 km, una pendiente del 18.6% y con unacuenca de drenaje de unos 506 km2. En elpunto seleccionado, el río tiene orden 4 y laaltitud es de 780 m. Se trata de un tramo pocoeutrof izado de aguas hiposalinas, bastantealcalinas, bien oxigenadas, duras, neutras yricas en nitrógeno, tal y como se muestra en laTabla 1 (Vidal-Abarca, 1985). El substrato dellecho está constituido, mayoritariamente, porgrava, aunque también se hallan arenas, cantosy lascas calizas. La vegetación acuática esabundante, y está dominada por Oscilatoriales,Nostocales, Nemaliales, Cladophorales, Chara-les y Zygnematales (Aboal, 1988; 1989). Enestudios previos (VVAA, 1988) el valor mediodel IBMWP hallado en esta localidad es de 92,y por tanto podríamos considerarla como esta-ción de referencia. El muestreo se realizó enFebrero de 1999.


Figura 1. Cuenca del río Segura y localización del tramo de muestreo en el río Argos. Segura basin and location of the samplingreach in the Argos river.

MATERIAL Y MÉTODOS

Grupos de trabajo

El estudio se planteó como una forma de homoge-neizar la toma y el procesado de las muestras pordiferentes equipos de trabajo, que ya tenían unaexperiencia previa en estudios de ríos y macroin-vertebrados. Para evitar el efecto del equipo y suscostumbres en la toma y proceso de las muestras,se planteó el ejercicio de la siguiente forma:

1. Que el muestreo se realizara en el mismo ríoen cuatro puntos diferentes separados entre síunos centenares de metros, con lo cual lazona era suficientemente homogénea para nopresentar diferencias “a priori” de fauna osustratos. La hipótesis fue que la fauna demacroinvertebrados no debería ser significa-tivamente diferente en los cuatro puntos.

2. Para que cada equipo no muestreara en suforma habitual (con sus peculiaridades) y secreara un protocolo conjunto para todo el

grupo GUADALMED, se dividió el conjuntode investigadores presentes en el ejercicio(todos los autores de este artículo) en cuatrogrupos de trabajo, cada uno de ellos forma-dos por miembros procedentes de diferentesequipos, de forma que no existiera en cadagrupo de trabajo más de un investigador decada equipo.

3. Se acordó el protocolo de muestreo paradatos fisicoquímicos en campo, macroinver-tebrados y bosque de ribera que se describe acontinuación y que se aplicó a cada punto demuestreo. También se acordó el protocolo deseparación y contaje de las muestras.

Fisicoquímica

Se midió la temperatura, conductividad, oxígenoy pH, con los aparatos de campo procedentes delos diferentes equipos de trabajo (las referenciasde los aparatos de campo se recogen en Toro etal. (este volumen)). Paralelamente, se tomaronmediciones de caudal usando varios modelos develocímetro.

Macroinvertebrados

A cada grupo de trabajo se le asignó un puntode muestreo, separados por unos 100 metros. Enprimer lugar, cada grupo realizó un recorridovisual a lo largo de su tramo para reconocer losdiferentes microhábitats a muestrear. Tras ello,se procedió al muestreo de los diferentesambientes detectados, separando los hábitatsreófilos (zonas con un mínimo de corriente) delos leníticos (zonas sin corriente). Las mangasde muestreo tenían 250 µm de luz y el métodoutilizado fue el de barrido del sustrato (kicking).

Se establecieron dos protocolos de muestreopara ser comparados:

PROTOCOLO 1: El contenido de las mangaspor cada hábitat se vertía en bateas de plástico yse iban registrando los distintos taxones halla-dos por observación directa, así como su rangode abundancia de acuerdo con la siguientenomenclatura:


Tabla 1. Características físico-químicas del río Argos en la zonamuestreada. Datos correspondientes a estudios anteriores (A) y alos hallados in situ con los aparatos de campo de cada grupo en elejercicio de intercalibración (B). Physico-chemical features ofArgos river in the sampling area. Data are from previous studies (A)and in situ using each laboratories resources (B).

Variable A B

pH 8.6 8.2Salinidad (g/l) 0.52Conductividad (µS/cm) 1203.0 936.0Alcalinidad (meq/l) 6.9Cloruros (mg/l) 100.1O2 disuelto (mg/l) 11.1 11.5% O2 102.3Dureza (ºF) 41.6Calcio (mg/l) 50.6Magnesio (mg/l) 70.3Sólidos en suspensión (mg/l) 46.5Nitratos (µg/l) 50.7Nitritos (µg/l) 1.4Amonio (µg/l) 4.7Fosfatos (µg/l) 2.2Silicatos (µg/l) 161.8Chl-a (mg/l) 7.5Caudal (l/s) 10.6

1 – De 1 a 3 individuos.2 – De 4 a 10 individuos.3 – De 11 a 100 individuos.4 – Más de 100 individuos.

Las muestras fueron observadas e identifica-das en el campo, excepto los taxones más difi-cultosos, de los cuales se conservó uno o dosejemplares para ser identificados en el laborato-rio. Este proceso se daba por terminado cuandono se detectaban nuevos taxones en sucesivosmuestreos (Alba-Tercedor, 1996; Alba-Tercedor& Pujante, 2000).

PROTOCOLO 2: La muestra obtenida en elcampo se conservaba en alcohol de 70º hasta suseparación e identificación en el laboratorio,con la ayuda de una lupa binocular. Se anotabantambién aquellos taxones visualizados en elcampo pero no capturados en la red (especial-mente hemípteros y coleópteros).

Cada uno de los grupos realizó ambos proto-colos en su tramo de muestreo. Para elProtocolo 2, una vez en el laboratorio, se lavabala muestra de cada hábitat, se separaban e iden-tif icaban los individuos de mayor tamañoobservables claramente sin lupa, y el resto secontabilizaba bajo la lupa, en fraccionesde 50 individuos al azar, anotando el número detaxones totales para cada fracción y hábitat.Con ello, se pretende conocer el número míni-mo de individuos necesarios para obtener elnúmero óptimo de familias que indique unvalor fiable de los índices biológicos.

Finalmente, los índices IBMWP, FBILL yIASPT se calcularon para cada grupo y proto-colo, y los datos fueron analizados estadís-ticamente, mediante métodos jerárquicos deagrupación tipo Cluster y el uso de ANOVAs,previa comprobación de normalidad. Los pro-gramas estadísticos utilizados fueron Bio-diversity-Pro (McAleece et al., 1997) yStatistica (StatSoft, 1999).

Los individuos recolectados fueron identifi-cados por los diferentes especialistas presentesen el ejercicio. El listado de taxones encontra-dos se encuentra en el Anexo 1.

Bosque de Ribera

Todos los integrantes de cada grupo aplicaron elíndice de calidad del bosque de ribera (QBR),previa explicación de cómo realizar su medidapor parte de los diseñadores del índice (Munnéet al., 1998). Este índice ha sido aplicado conbuenos resultados en la cuenca del Segura(Suárez & Vidal-Abarca, 2000). Los resultadosdel bosque de ribera y su aplicabilidad en lascuencas mediterráneas se encuentran en Suárezet al. (este volumen).

Hábitat fluvial

Se diseñó un índice para evaluar la diversidaddel hábitat (Anexo 2) basado en el tipo de lecho,estructura, cobertura de la vegetación acuática,sombra en cauce, % de cada sustrato, y presen-cia de elementos de heterogeneidad. Este índiceno tuvo un resultado satisfactorio en los mues-treos posteriores, por lo cual fue substituido porotro, cuyos resultados y aplicación se presentanen Pardo et al. (este volumen).

Macroalgas y macrófitos

Las macroalgas y macrófitos más abundantesfueron identificadas por miembros de laUniversidad de Murcia. Se pretendía que,durante el desarrollo del proyecto, se hiciera uninventario de los macrófitos y macroalgas de laslocalidades muestreadas, para con ello estable-cer un índice de diversidad.

RESULTADOS

Fisicoquímica

Los aparatos de campo de las diferentes institu-ciones obtuvieron medidas similares para cadauno de los parámetros físicos analizados (losvalores medios de los parámetros medidos semuestran en la Tabla 1). Además, los dos velocí-metros testados dieron valores de caudal simila-res (10.9 l/s y 10.3 l/s1). Con ello, y como era de


esperar, cada equipo podrá medir in situ, tempe-ratura, pH, conductividad, oxígeno y caudal, ylos resultados serán comparables.

Macroinvertebrados: Selección del índicebiológico

Para cada uno de los protocolos se calculó elIBMWP para las muestras integradas (reófilo ylenítico) y el FBILL para las reófilas. Los datos,que se representan en la figura 2, muestran comopara el FBILL no existen diferencias entre proto-colos. Además, se observa como en cualquiera de

los grupos de muestreo se alcanzan tanto para elFBILL y el IBMWP la “Muy buena calidad”, conlo que ambos índices podrían ser utilizados. Noobstante, debido a que en algunos casos los ríosmediterráneos pueden tener un hábitat reófilomuy reducido, se decidió aplicar el IBMWP enlugar del FBILL. De esta manera, también se dis-pondría de la composición de macroinvertebra-dos de los hábitats leníticos, muy importantedesde el punto de vista faunístico.

Macroinvertebrados: Efecto del protocolo de muestreo

Se realizó un análisis de la varianza para com-parar el número de familias y los valores delIBMWP y IASPT para cada protocolo de mues-treo y hábitat. Se utilizaron los datos de cadagrupo de trabajo como réplicas (n = 4). Segúnlos resultados, no existen diferencias signifi-cativas por lo que al IBMWP y al IASPT serefiere entre el Protocolo 1 y 2 (p = 0.4884 yp = 0.5924) (ver Fig. 3). El número total de


Figura 2. Valores del IBMWP y FBILL para todos los gruposde muestreo y ambos protocolos. El IBMWP se ha calculadomediante la composición de la muestra integrada (R+L) mien-tras que el FBILL únicamente con la del hábitat reófilo (R).Las líneas discontinuas muestran los valores de cada índice apartir del que se considera una calidad del agua “Muy Buena”(>100 para el IBMWP y entre 8-10 para el FBILL) (G1, G2,G3 y G4 = Grupos 1, 2, 3 y 4). Values of IBMWP and FBILLfor all sampling groups and using both protocols. The IBMWPindex has been estimated from the biological community in theintegrated sample (R+L), while the FBILL index used indivi-duals collected from the lotic habitat (R). The broken linesshow the values taken by each biotic index. Water quality canbe considered of “Very good” quality (>100 in the IBMWPscale and 8-10 in the FBILL scale) (G1, G2, G3 andG4 = Groups 1, 2, 3 and 4).

Figura 3. Valores de IBMWP y IASPT según el Protocolo 1 y2. IBMWP and IASPT values following Protocols 1 and 2.

familias halladas tampoco difiere entre protoco-los (p = 0.4832) ni para cada uno de los hábitats(p (lenítico) = 0.8351 y p (reófilo) = 0.7608).

A pesar de que no se hallaron diferencias sig-nificativas para el número de familias entre elprotocolo 1 y 2, mediante este último se regis-traron algunos taxones adicionales en cada unode los grupos (Tabla 2), algunos de ellos de difí-cil visualización e identificación en el campo(como los dípteros pequeños u ostrácodos). Elgrupo de trabajo 2 fue el que experimentó unamayor similitud entre los taxones obtenidossegún los protocolos 1 y 2.

Macroinvertebrados: Efecto del grupo de trabajo

Con los taxones hallados en campo y laborato-rio conjuntamente, y para cada grupo, se cons-truyó una matriz de presencia/ausencia. Dicha


Tabla 2. Familias no registradas en el campo y halladas en el labo-ratorio utilizando el Protocolo 2, y su valor de IBMWP correspon-diente. Families not registered in the field but found in the labora-tory using Protocol 2, and their corresponding IBMWP values.

Taxon Grupo IBMWP

Oligochaeta G-3 1Ostracoda G-3 3Lymnaeidae G-3 3Caenidae G-1 y G-4 4Hydroptilidae G-3 6Psychomyidae G-3 8Helodidae G-4 3Sericostomatidae G-3 10Elmidae G-3 5Simuliidae G-4 5Ephydridae G-4 2Psychodidae G-4 4Stratiomyidae G-2 4Limoniidae G-3 4Ceratopogonidae G-3 4

Figura 4. Dendrograma de la composición taxonómica demacroinvertebrados hallada por cada grupo, utilizando elmétodo de Jaccard. Dendrogramme of the macroinvertebratetaxa composition found by each team, using Jaccard’s method.

Figura 5. Número de taxones, IBMWP y IASPT acumuladospara cada centenar de individuos y para cada grupo de trabajo.Number of taxa, cumulative IBMWP and IASPT for each hun-dred of individuals and for each working team.

matriz, se utilizó para la obtención de un clústercon el fin de conocer las similitudes entre gru-pos de muestreo y testar la intercalibración. Elcoeficiente de similitud utilizado fue el deJaccard que excluye las doble ausencias, y eldendrograma se representa en la figura 4. Lamayor similitud entre grupos, se encuentra entreel grupo 1 y 3 (50%), mientras que el grupo 2,encontró una comunidad algo más diferente alos demás (39% de similitud). No obstante, elvalor de IBMWP en campo y en laboratorio deeste grupo es muy parecido al hallado por losdemás (Fig. 3). Ello nos indicaría que la comu-nidad encontrada por el grupo 2 es más pobrepero con valores ecológicos superiores, hechoque podría estar relacionado con una mayor pre-sencia del hábitat reófilo en el tramo muestrea-do por este grupo.

Macroinvertebrados: Efecto del contaje de individuos

En la figura 5 se representa el número de taxo-nes, el valor de los índices IBMWP y IASPT cal-culados y acumulados para cada centenar deindividuos contados en ambos hábitats (50correspondientes al reófilo y 50 al lenítico). Seobserva un incremento del número de familias ydel valor del IBMWP al pasar de 100 a 200 indi-viduos contados, estabilizándose a partir de estepunto. Para el IASPT, el valor obtenido paracada grupo con 100 individuos, en general novaría al incrementar el esfuerzo de contaje. Elloreforzaría el buen uso de este índice debido a supropiedad conservativa, respecto a los demás.Los análisis de la varianza realizados para testarlas diferencias entre grupos para cada una de lasvariables muestran la presencia de diferenciassignificativas entre grupos (p = 0.000 para elnúmero de familias, p = 0.000 para el IBMWP yp = 0.008 para el IASPT). Según ello, el grupo 3es el que posee más número de familias y portanto un mayor IBMWP pero, en cambio, elvalor del IASPT es intermedio, lo que indicaríaque el incremento de familias se ha hechomediante la adición de taxones tanto del hábitatreófilo como del lenítico, hecho relacionado con

un mayor y más intensivo muestreo del tramorespecto al realizado en los demás grupos. Parael grupo 2, que tal y como ya se ha comentadotiene una comunidad más pobre que los demásgrupos, se observa como a pesar de poseer unmenor número de familias y un IBMWP bajo,


Figura 6. Valores medios y desviación estandar del número detaxones, IBMWP y IASPT hallados en función de la fracciónde la muestra contabilizada para todos los grupos de trabajo.Mean values and standard deviation of the number of taxa,IBMWP and IASPT versus the fraction of the sample countedby all sampling groups.

hallamos un IASPT más elevado que en losdemás grupos, hecho que reforzaría la idea deque el hábitat de este grupo era mayoritariamen-te reófilo. Así pues, parece ser que las diferen-cias existentes entre grupos están relacionadascon el hábitat disponible para ser muestreado.

Al representar los valores medios y las desvia-ciones estándar del número de taxones, elIBMWP y el IASPT para todos los grupos y hábi-tats conjuntos (Fig. 6) se observa un incrementode los valores medios de cada variable entre los100 y 200 individuos, a pesar de las elevadas des-viaciones estándar, debidas a la variabilidad delos hábitats disponibles. Esto último supone queen ningún caso, se encuentren diferencias signifi-cativas entre el número de individuos medi-dos (p = 0.6912 para el número de familias,p = 0.7293 para el IBMWP y p = 0.9788 para elIASPT), lo que indicaría que contando 100 indi-viduos es suficiente para obtener un número deindividuos, un IBMWP y IASPT óptimos.

Al observar las diferencias entre los dos hábi-tats (Fig. 7) observamos un incremento asintóti-co del número de taxones para cada fracción deindividuos contada y para ambos hábitats.El análisis de la varianza realizado para compa-rar los dos hábitats nos indica diferencias signi-

ficativas entre el hábitat lenítico y el reófilo(p<0.005), siendo el primero más diverso ennúmero de taxones que el segundo. Además,parece ser que en la localidad muestreada alaumentar la fracción contada existe un mayorincremento de los taxones leníticos que los reó-filos, ya que la pendiente es mayor en el primerhábitat que en l segundo. En la Tabla 3 se mues-tran por grupos los taxones hallados exclusiva-mente en un hábitat y en otro. En general seobserva que las familias más características delhábitat reófilo son aquellas especializadas enese hábitat como los simúlidos, helódidos, psi-cómidos,… Lo mismo sucede en la zona leníti-ca, donde los heterópteros, odonatos y coleópte-ros son los más abundantes.

Bosque de ribera: Efectos del grupo

Los análisis de la varianza realizados para testardiferencias entre grupos por lo que se refiere a losvalores del QBR, mostraron que éstas son signifi-cativas (p<0.001). Ello puede indicar dos cosas.Por una parte, que el bosque de ribera no era uni-forme en los cuatro puntos muestreados y por ellolos valores fueron diferentes (en algunas zonashabía más árboles que en otras y esto es lo queestá reflejado en el valor del índice). Por otraparte podría indicar una subjetividad en la inter-pretación del método, pero esto no es así tal y


Figura 7. Número de taxones hallados en función de la frac-ción de la muestra contabilizada para todos los grupos, perosegún el hábitat reófilo (R) y lenítico (L). Number of taxafound versus the fraction of the sample counted by all sam-pling groups, separately in lotic (R) and lenitic (L) habitats.

Tabla 3. Taxones exclusivos del hábitat reófilo y lenítico. Taxa onlyfound in lotic and lentic habitats.

Exclusivos R Exclusivos L

Hydracarina CoenagrionidaePerlidae CorduliidaeAeshnidae CordulegasteridaeHelodidae DryopidaePsychomyiidae HaliplidaePsychodidae HydraenidaeSimuliidae HydrophilidaeStratiomyidae NaucoridaeTabanidae Nepidae

NotonectidaePolycentropodidaeEphydridaeGlossiphoniidae

como se demuestra en la Tabla 4, donde se indicanlos valores de QBR de cada observador. Segúnesta tabla, aunque existen diferencias entre losdiferentes observadores, los cambios de rangos decalidad son de un solo nivel como máximo encada grupo, lo que ratifica la validez del método ylas observaciones sobre la relativa baja subjetivi-dad del mismo, expuestas en Munné et al. (2003).

Macroalgas y macrófitos

En la Tabla 5 se muestran los macroalgas y macró-fitos más abundantes en el tramo muestreado, asícomo su forma biológica en la que se hallan.

DISCUSIÓN

Varios autores han estudiado el efecto de la sim-plificación de los PRECE en la pérdida de infor-

mación, ya sea por una reducción del número demuestras, del área muestreada, separación encampo frente a laboratorio, del esfuerzo de con-taje o de la suficiencia taxonómica (Resh &Unzicker, 1975; Marchant et al., 1995; Resh etal., 1995; Plafkin et al., 1989; Barbour &Gerritsen, 1996; Barbour et al., 1999; Smith etal., 1999). El proyecto GUADALMED en suprimera fase, tiene un área de aplicación relati-vamente grande (desde el río Besós en Cataluñahasta el Guadalfeo en Granada), y además, pre-tende ampliar su zona de estudio en el futuro(segunda fase proyecto GUADALMED). Por lotanto, protocolos de tipo PRECE han de ser con-templados para, con ello, poder ser utilizadostambién por la administración, en la implanta-ción de la DMA en España. En el presente estu-dio se han comparado dos tipos de protocolospara la evaluación de la calidad del aguamediante macroinvertebrados, para que el másóptimo, en términos de rapidez y respecto a lainformación proporcionada, fuera seleccionado.

Al implementar una metodología de muestreoen una zona donde no existe, lo primero que sedebería hacer es testar varias, seleccionar algunay adaptarla de manera conveniente, en caso deque fuera necesario, ya que no todas pueden serútiles (Rosenberg & Resh, 1993; Resh et al.,1995; Hill et al., 2000; Wrigth et al., 2000). En el


Tabla 4. Valores del QBR por grupos y observadores. QBR valuesreaches by different teams and observers.

Grupo Valor QBR de cada investigador Media

I 40 – 40 – 20 – 25 – 30 31II 70 – 70 – 50 – 70 – 75 67

III 40 – 30 – 30 – 35 – 25 32IV 40 – 45 – 55 – 60 – 55 – 50 50

Tabla 5. Listado de los macrófitos y macroalgas hallados en el tramo de río estudiado. List of macrophytes and macroalgae found in the stu-died river section.

División Clase Orden Familia Género/especie Forma biológica

Cyanophyta Cyanophyceae Oscillatoriales Oscillatoriaceae Oscillatoria sp. PectonLyngbya sp. Pecton

Nostocales Rivulariaceae Rivularia sp. PectonHomeothrix sp. Pecton

Scytonemataceae Tolypothrix sp. PloconHeterokontophyta Bacilliarophyaceae Naviculales Naviculaceae Cymbella sp. PectonRhodophyta Florideophyceae Nemaliales Batrachospermaceae Batrachospermum Plocon

moniliformeChlorophyta Cladophorophyceae Cladophorales Cladophoraceae Cladophora Plocon

glomerataRhizoclonium Ploconhieroglyphicum

Charophyceae Charales Characeae Chara vulgaris Rizófito-limnófitoZygnematophyceae Zygnematales Zygnemataceae Spirogyra sp. Plocon

Zygnema sp. Plocon

presente estudio se han testado dos protocolos,uno exclusivamente basado en campo, y otro enel laboratorio. En ambos protocolos se aplica unmuestreo no cuantitativo mediante la técnica debarrido. En la literatura, existen numerosos méto-dos para la recolección de macroinvertebrados enfunción del tipo de río y de los objetivos plantea-dos (ver Rosenberg, 1978; Elliot & Tullett, 1978;1983). El método de barrido es un método nocuantitativo, sencillo y útil cuando el uso demuestras cualitativas no es un problema y estárecomendado en los estudios de calidad biológica(Storey et al., 1991; Metzeling & Miller, 2001).Además, los métodos no cuantitativos pueden serutilizados en sustratos donde las técnicas cuanti-tativas no son aplicables pero que al contenertaxones característicos es necesario muestrearlos(Chessman & Robinson, 1987). El tipo de datos autilizar (cualitativos o cuantitativos) es irrelevan-te para mostrar los patrones de las comunidades(Gauch, 1982), aunque a pequeña escala y enfunción de los objetivos planteados, los datoscuantitativos son necesarios (Marchant, 1990).

Varios autores sugieren que los resultadosobtenidos en muestreos fragmentados por hábitat,y con una posterior integración de los resultados,aportan información redundante y, por tanto, elmuestreo de uno sólo sería suficiente para deter-minar si existe alguna perturbación y sus efectos(Plafkin et al., 1989). Nuestros resultados contra-dicen estos estudios, ya que los hábitats leníticossuponen un aporte de numerosos taxones distin-tos a los reófilos, principalmente coleópteros yheterópteros que, a pesar de que no tienen pun-tuaciones elevadas en el IBMWP, son muy abun-dantes en los ríos mediterráneos temporales(Rieradevall et al., 1999; Mellado et al., 2002), ypor tanto reducen el valor del IASPT incluso encondiciones de referencia. Por otra parte, en ríosde montaña (Sierra Nevada, Pirineos), la relevan-cia del hábitat lenítico es mucho menor, y lamayor diversidad se encuentra en el reófilo(Carter & Fend, 2001). Es por ello, que es necesa-rio realizar un muestreo integrando los dos hábi-tats. Además, debido a la elevada variación de loscaudales en los ríos mediterráneos, los hábitatspresentes pueden variar anual e interanualmente

(Bonada, 2003). Así pues, una muestra integradareófilo-lenítico puede dar una buena informaciónsobre la comunidad de los ríos estudiados(Kerans et al., 1992; Cuffney et al., 1993), a pesarde requerir un mayor esfuerzo. Así pues, a pe-sar de que el IBMWP (Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega, 1988) y FBILL (Prat et al., 1999) podríanser igualmente aplicables, debido a la importan-cia que el hábitat lenítico puede tener en los ríosmediterráneos, sobretodo en algunas épocas demuestreo, se decidió aplicar únicamente elIBMWP, sin que ello indicara un mal funciona-miento del FBILL en los ríos mediterráneos. Eneste sentido, algunos autores (Rico et al., 1992;Prat et al., 1997) muestran elevadas correlacionesentre los valores del BILL (índice en el que sebasa el FBILL) con el IBMWP, indicando conello la elevada aplicabilidad de el primero en losríos peninsulares. Por su parte, el BILL (a nivelde género o familia) está altamente correlaciona-do con el FBILL (basado exclusivamente enfamilias para simplificar su aplicación), tal ycomo se indica en Prat et al. (1999).

Para determinar la diversidad del hábitat,Hannaford et al. (1997) compararon la capacidadde un grupo de estudiantes con experiencia y otrosin ella. Los resultados indicaron que el grupomás experimentado obtenía resultados más preci-sos, muy distantes a los obtenidos en el otrogrupo. De la misma manera, para obtener resulta-dos de macroinvertebrados en el campo compara-bles con los hallados en el laboratorio, la expe-riencia y aprendizaje también son importantes.Estudios similares al presente realizados por per-sonal cualificado suministran datos para la sepa-ración en el campo del 76% de las familias pre-sentes en un tramo fluvial, frente al 90% del totalde las familias obtenido en la separación en labo-ratorio (Smith et al., 1999). Aún así, ello implica-ría que la selección del Protocolo 1, a pesar de serrápido y efectivo, requeriría un esfuerzo previode aprendizaje, hecho importante si quiere serutilizado por los gestores de la administración.En este trabajo, donde cada grupo estaba consti-tuido por un miembro de cada institución, conuna experiencia similar en la identificación encampo de los macroinvertebrados, las diferencias


entre las comunidades halladas por cada uno (dehasta un 60.08%) deberían ser debidas a cambiosen el hábitat presente en cada punto y no a la faltade experiencia. Ello parece ser así en nuestrosresultados ya que en algunos grupos encontra-mos en campo valores más elevados de IBMWPcon IASPT bajos debido a la dominancia delhábitat lenítico, mientras en otros, los valoresdel IBMWP son bajos pero el IASPT es elevado,hecho que podría estar relacionado con unamayor presencia del hábitat reófilo. Es interesan-te observar como a pesar de estas diferencias,existe una gran similitud en el rango de IBMWPhallado en cada grupo.

El número de taxones encontrados en una mues-tra aumenta asintóticamente, a medida que lo haceel esfuerzo de contaje de la misma (Courtemanch,1996; Vinson & Hawkins, 1996). Ello supone quealgunos autores (Cuffney et al., 1993; Counter-manch, 1996; Vinson & Hawkins, 1996) critiquenel método de contaje fijo para determinar diversi-dad de la muestra. No obstante, otros autoresdemuestran su gran utilidad (Plafkin et al., 1989;Barbour & Gerritsen, 1996; Tiller & Metzeling,1998; Barbour et al., 1999; Metzeling & Miller,2001) a pesar de que el número de organismos uti-lizado es variable tal y como se muestra en Carter& Resh (2001). Según los resultados obtenidos eneste estudio, fracciones de unos 100 individuosserían suficientes para obtener un número de fami-lias, IBMWP y IASPT óptimos y no significativa-mente diferentes a los hallados contabilizando todala muestra. No obstante, y según la figura 5, paralas variables número de taxones y IBMWP halla-mos un incremento en todos los grupos entre lafracción de 100 y 200, hecho que estadísticamenteparece no ser significativo al juntar todos los gru-pos debido a la gran desviación estándar. Así pues,consideramos que para hallar un IBMWP y núme-ro de taxones óptimo se requerirían 200 individuosen lugar de 100. De esta manera, a pesar de que elnúmero de taxones y el IBMWP sigan aumentan-do ligeramente utilizando más de 200 individuos,el rango de calidad permanece estable. El IASPTen cambio, parece mantenerse estable incluso apartir de 100 individuos (Fig. 5). Así pues, tal ycomo vemos en estos resultados, el IASPT es la

métrica más conservativa ya que obtenemos unIASPT válido solamente contabilizando 100 indi-viduos. Ello indicaría la gran utilidad de este índi-ce en estudios donde el tiempo y los costos sonlimitados.

En Marchant et al. (1995) y Marchant (1999)se sugiere que la exclusión de los taxones raros noimplican una pérdida de información ecológica.No obstante, otros autores (Cao et al., 2001) inci-den en la importancia de las especies raras paraobtener una buena estima de la calidad (Cao &Williams, 1999). En nuestro caso, si bien no exis-ten diferencias significativas entre el IBMWP y elIASPT para todos los grupos, hecho atribuible ala elevada desviación estándar, al analizar losdatos para cada uno de los grupos y observar quese necesitan 200 individuos para estabilizar elIBMWP pero solamente 100 para el IASPT, estos100 individuos de más contendrían aquellos taxo-nes raros y poco abundantes, pero significativospara incrementar el índice biológico, aunque nopara el IASPT. Ello indicaría que los taxonesraros (poco abundantes y frecuentes) que puedanencontrarse entre 100 (número óptimo de IASPT)y 200 (número óptimo del IBMWP) son impor-tantes ya que suponen un aumento significativodel IBMWP. Además, las especies raras, aunquepoco abundantes y frecuentes, serían las clavepara determinar los efectos de las perturbacionesa un nivel más detallado ya que normalmenteestán caracterizados por presentar unos rangosecológicos muy determinados (Cao & Williams,1999). Los Beraeidos por ejemplo, son pocoabundantes y frecuentes, poseen una puntuaciónde 10 en el IBMWP y su presencia se limita a ríospequeños y asociados a los musgos (o a las gravasy arenas). Por lo tanto, debido a que el número detaxones aumenta más allá de la fracción fija esta-blecida sin variar el rango de calidad del IBMWP,se sugiere revisar el resto de la muestra un vezcontados los 200 individuos en búsqueda de nue-vos y raros taxones que podrían proporcionarinformación extra para estudios específicos en elcaso de que fuera necesario.

Al comparar los dos protocolos de muestreo seobserva como ambos no presentan diferencias encuanto a número de familias, los índices IBMWP


y IASPT, y por tanto, la selección de uno u otroaportarían un resultado similar, en condicionesde referencia. Sin embargo, en situaciones dereferencia, la comunidad es mucho más diversa(Reynoldson et al., 1997) y el uso del Protocolo 1significa que se pierde información ya que lasespecies raras o de pequeño tamaño no se detec-tan. Es por ello que, como los datos de las esta-ciones de referencia se usan para más análisis yno solamente para la calidad biológica (e.g. paraestablecer un método predictivo tipo RIVPACSen la segunda fase del proyecto), es necesario enestas estaciones el uso del Protocolo 2 mientrasque para las localidades que no sean de referen-cia, el Protocolo 1 sería suficiente debido a lapresencia de una comunidad sencilla, abundantey fácilmente reconocible, lo que ahorra muchotiempo de separación y contaje (Countermanch,1996). En ambos casos se muestrearan los hábi-tats reófilo y lenítico agrupados para obtenertoda la comunidad presente.

El nivel taxonómico adecuado para la determi-nación de la calidad del agua ha sido ampliamentediscutido y permite simplificar o no el PRECE, enfunción de los objetivos planteados (Resh &Unzicker, 1975; Cranston, 1990; Marchant et al.,1995; Bowman & Bailey, 1997). Mientras que uti-lizando niveles de identificación inferiores se ganaen precisión (Furse et al., 1984; Resh et al., 1995),muchos son los estudios e índices que usan lafamilia como nivel taxonómico para determinar lacalidad biológica (Armitage et al., 1987; Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega, 1988; Corkum, 1989;Prat et al., 1999; Hewlett, 2000). Por otra parte,Stubauer & Mogg (2000) apuntan que el uso deíndices biológicos basados a nivel de familiapuede suponer una importante pérdida de informa-ción sobre el efecto ambiental de la perturbación.A pesar de todo ello, varios estudios muestran queutilizando niveles taxonómicos superiores, lospatrones de distribución que indican las comuni-dades son muy similares a los mostrados usandolas especies (Furse et al., 1984; Ferrano & Cole,1992; Rutt et al., 1993; Marchant et al., 1995;Zamora-Muñoz & Alba-Tercedor, 1996; Bowman& Bailey, 1997; Nielsen et al., 1998). En este sen-tido, Bowman & Bailey (1997) al comparar matri-

ces de similaridad a nivel de género y familia,encuentran que en las estaciones perturbadas lacorrelación entre ambas es superior que en las dereferencia. El índice IBMWP, utilizado en la meto-dología GUADALMED, está basado en la deter-minación de la calidad del agua a nivel de familia,y numerosos estudios en la Península inciden en suaplicabilidad y funcionalidad para detectar pertur-baciones (Zamora-Muñoz et al., 1995; Alba-Tercedor, 1996; Zamora-Muñoz & Alba-Tercedor;1996, García-Criado et al., 1999; Alba-Tercedor &Pujante, 2000). No obstante, el uso del Protocolo 2en la muestra de referencia permitirá, en el caso deque sea necesario, determinar las muestras a nive-les taxonómicos inferiores, para con ello facilitarestudios sobre distribución espacial y temporal deespecies a lo largo del Mediterráneo (Bonada,2003) que podrán ser comparados con los quemuestran las familias.

Los resultados obtenidos para el QBR mues-tran las diferencias que existen entre los puntosde muestreo cercanos, y ponen de relieve ladependencia de este índice de las condicioneslocales, como ya se sabía a partir de su diseño(Munné et al., 1998). Debido a ello, y para que elíndice se adecue mejor a las condiciones localesde cada cuenca de estudio, se modificará el índiceoriginal de las zonas más templadas (Munné et al.1998) según la experiencia hallada en su aplica-ción en zonas más áridas (Suárez & Vidal Abarca,2000). Los resultados y aplicación en las cuencasmuestreadas se exponen ampliamente en otra sec-ción de este volumen. Otro hecho a destacar de laaplicación del QBR son las diferencias que exis-ten a lo largo de un mismo punto de muestreo(diferencias que en nuestro caso se muestran conlos distintos valores medios entre grupos). Ellotiene especial relevancia en la selección de condi-ciones de referencia donde, según la DMA, debe-ríamos buscar localidades con calidades biológi-cas del agua y de ribera muy buenas, lo queimplicaría, en algunos casos, recorrer el río aguasarriba y abajo del punto de muestreo, para buscarun tramo donde el bosque de ribera esté mejorconservado sin que la calidad biológica del aguaempeorase, y no limitar la determinación delQBR en el mismo punto de muestreo.


A pesar de que Zamora-Muñoz et al., (1995)demostraron que los valores del IBMWP sonindependientes de la estacionalidad, hecho quesugeriría la simplif icación de los muestreosanuales, en Furse et al. (1984) se muestra comolos datos combinados de tres muestreos anuales(primavera, verano e invierno) categorizanmejor los ríos que uno solo. Así pues, para elproyecto GUADALMED se decidió hacer cua-tro muestreos anuales (primavera, verano, otoñoe invierno) para poder estudiar el efecto de loscambios temporales en los índices biológicos enlos ríos mediterráneos muestreados, de unagran estacionalidad.

La intercalibración y selección de un protoco-lo de muestreo para evaluar el estado ecológicode un río, es un paso importante a tener en cuen-ta antes de empezar cualquier estudio a gran

escala, ya que no todos los métodos son igual-mente aplicables en cada zona y escala(Rosenberg & Resh, 1993; Resh et al., 1995; Hillet al., 2000; Wrigth et al., 2000) y además, losobjetivos bajo los cuales estos métodos fuerondiseñados, pueden no ser los mismos (Barbour etal., 1999). El efecto del muestreador puede afec-tar enormemente la determinación del estadoecológico y por tanto a pesar de tratarse de unametodología sencilla, un mínimo aprendizajesería necesario (Hannaford et al., 1997).

Con los resultados del ejercicio de intercali-bración, el proyecto GUADALMED establecióel protocolo de muestreo siguiente, en que lospuntos de referencia y no referencia se mues-trearían de forma ligeramente diferente. Esteprotocolo fue el utilizado para todos los equiposdel proyecto.


PROTOCOLO GUADALMED(ver también Jáimez-Cuéllar, este volumen)

Protocolo 1. Puntos de NO referencia• Seleccionar un tramo de estudio de 100 m. Muestrear en todos los hábitats presentes con mangas de 250 µm. • Para los hábitats reófilos, se sitúa la manga a contracorriente y se remueve el sustrato inmediatamente aguas arriba con la ayuda de las

botas, limpiando bien las piedras.• Para los hábitats lénticos, se bate la vegetación lateral y se remueve el sustratos de gravas, arenas o sedimentos de las pozas.• El contenido de las mangas se vierte en bateas de plástico blancas y se identifican a nivel de familia los organismos recolectados, indicando su rango de abun-

dancia relativa: 1 (1-3 indv.), 2 (4-10 indv.), 3 (10-100 indv.) or 4 (>100 indv.). • En caso de duda de algunos taxones se recogen 1-2 individuos que se conservan en viales con alcohol al 70% para su posterior identificación en el laboratorio. • El muestreo se repite hasta que no se detecten nuevos taxones en sucesivas unidades de muestreo.• Los índices biológicos IBMWP y IASPT se obtienen utilizando los taxones observados en el campo para todos los hábitats conjuntamente y los identificados

en el laboratorio.

Protocolo 1. Puntos de referencia• Seleccionar un tramo de estudio de 100 m. Muestrear en todos los hábitats presentes con mangas de 250mm. • Para los hábitats reófilos, se sitúa la manga a contracorriente y se remueve el sustrato inmediatamente aguas arriba con la ayuda de las botas, limpiando bien

las piedras.• Para los hábitats lénticos, se bate la vegetación lateral y se remueve el sustratos de gravas, arenas o sedimentos de las pozas.• El contenido de las mangas se vierte en bateas de plástico blancas, se anotan los taxones recolectados. La muestra se vierte en botes de plástico, previamente

etiquetados, y se conserva con alcohol al 70% o formol al 4%.• El muestreo se repite hasta que no se detecten nuevos taxones en sucesivas unidades de muestreo.• En el laboratorio se separan e identifican 200 individuos al azar bajo la lupa binocular. Se revisa el resto de la muestra y se anotan los nuevos taxones no

encontrados en los 200 individuos. Se asigna un rango de abundancia a cada uno de los taxones hallados en toda la muestra: 1 (1-3 indv.), 2 (4-10 indv.), 3 (10-100 indv.) or 4 (>100 indv.).

• Los índices biológicos IBMWP y IASPT se obtienen utilizando los taxones identificados en el laboratorio más aquellos observados en el campo pero no reco-lectados.

Para todos los puntos• Muestrear 4 veces por año: primavera, verano, verano, otoño e invierno.• Medir la temperatura, pH, conductividad, oxígeno y caudal con los aparatos de campo.• Tomar una muestra de agua para analizar en el laboratorio los parámetros químicos generales (a los que se refiere la DMA).• Aplicar el índice QBR y el IHF.• Identificar y cuantificar con un rango de abundancias relativas las macroalgas y macrófitos.

Figura 8. Pasos a seguir para el uso del Protocolo GUADALMED para la evaluación del estado ecológico de los ríos mediterráneos.Guidelines for the use of the GUADALMED Protocol for the assessment of the ecological status of mediterranean rivers.

AGRADECIMIENTOS

Este trabajo se ha realizado mediante la finan-ciación de los proyectos HID98-0323-C05 yREN2001-3438-C07 del Ministerio de Ciencia yTecnología y PLP/10/FS/97 de la FundaciónSéneca de la CARM. Nuestro especial agradeci-miento al Area de Coordinación y AplicacionesTecnológicas de la D.G.O.H. del Ministerio deMedio Ambiente, al Àrea de Medi Ambient de laDiputació de Barcelona, a la Delegación deGranada de la Consejería de Medio Ambientede la Junta de Andalucía y a la Agencia Catalanadel Aigua por su apoyo.

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OLIGOCHAETA

ACHAETA ErpobdellidaeGlossiphoniidae

TURBELLARIA Planariidae

CRUSTACEA Echinogammarus sp.

MOLLUSCA Lymnaea truncatulaLymnaea peregraPhysella acutaHydrobiidaePotamopyrgus jenkinsi

EPHEMEROPTERA Alainites muticusBaetis pavidusBaetis rhodaniCloeon dipterumProcloeon bifidumCaenis luctuosaEcdyonurus gr. ruffi-wautieri

PLECOPTERA NemouridaePerlidae

COLEOPTERA Nebrioporus clarkiDeronectes hispanicusBidessus minutissimusGraptodytes fractusAgabus gr. brunneusAgabus ddymusAgabus biguttatusHidroporus discretusLacophilus hyalinusLacophilus minutusHaliplus lineatocollisHaliplus mucronatusAnacaena limbataAnacaena globulusHelochares lividusLaccobius gracilisLaccobius hispanicusOchthebius quadrifoveolatusOchthebius marinusLimnebius maurusLimnius volkmariDryops gracilisPomatinus substriatusHelophorus flavipesElmis mauguettiHydrocyphon sp.Elodes sp.

ODONATA Pyrrhosoma nymphulaOrthetrum coerulescensOrthetrum cf. cancellatumCordulegaster annulatusOnychogomphusforcipatusOnychogomphus uncatusAnax imperatorBoyeria irene

HETEROPTERA Naucoris maculatusNotonecta maculataSigara nigronileataNepa cinereaMicrovelia pygmaeaHydrometra stagnorum

TRICHOPTERA Rhyacophila gr. mundaAgapetus sp.Hydropsyche gr. pellucidulaStenophylax sp.Plectrocnemia sp.Tinodes waeneriSericostomatidaeMesophylax aspersusHydroptila vectis

DIPTERA TanypodinaeTanytarsiniOrthocladiinaeCorynoneurinaeQuironominiAthericidaeLimoniidaeDixidaePsychodidaeTipulidaeCeratopogonidaeTabanidaeSimuliidaeStratiomyidaeEphydridae

Anexo 1. Listado de taxones hallados en el tramo de río muestreado. List of taxa found in the sampling reach of the studied river.


Anexo 2. Versión original del índice de hábitat. Original version of the Habitat Index.

Calidad del hábitat fluvial

Tipo delecho % P

Consolidado > 50 1No consolidado > 50 0Artificial > 50 –1

Estructura % P

Pozas > 60 0Rápidos > 60 1Pozas y rápidos 40/60 2

Cobertura de sombra % P

Porcentaje entre 40-60 1

Substrato % P

Lasca > 10 1Bloques > 10 1Piedras > 10 1Cantos > 10 1Gravas > 10 1Arenas > 10 1Limos > 10 1

Puntuación

Elementos de heterogeneidad Aislado Manchas Dominante

Raíces expuestas 0 1 0Troncos, ramas caídas 0 1 0Hojarasca acumulada 0 2 0Diques naturales 0 l 0

Vegetación acuática Aislado Manchas Dominante

MacrófitasCaráceas 0 2 1Potamogeton sp. 0 1 –1Otros macrófitos sumergidos 0 1 0

MacroalgasCladophora sp. /Zignematales 0 1 –1Enteromorpha sp. 0 –1 –2

BiofilmDiatomeas 0 2 –1Cianofíceas 0 –1 –2Musgos 0 2 1

Puntuación final (de 0 a 25) (negativos = 0)

35

Descripción de las cuencas mediterráneas seleccionadas en el proyecto GUADALMED.

Santiago Robles1, Manuel Toro1, Carlos Nuño1, Juan Avilés1, Javier Alba-Tercedor2,Maruxa Álvarez3, Núria Bonada4, Jesús Casas5, Pablo Jáimez-Cuéllar2, Andrés Mellado6,Antoni Munné4, Isabel Pardo3, Narcís Prat4, Mª Luisa Suárez6, Mª Rosario Vidal-Abarca6,Soledad Vivas5, Gabriel Moyá7 y Guillem Ramon7

1CEDEX. División de Ecología de los Sistemas Acuáticos Continentales. Paseo Bajo Virgen del Puerto, 3.28005 Madrid.2Departamento de Biología Animal y Ecología. Universidad de Granada. Campus Universitario deFuentenueva. 18071 Granada.3Área de Ecología. Universidad de Vigo. Campus Lagoas-Marcosende. 36200 Vigo. 4Departament d’Ecologia. Universitat de Barcelona. Diagonal, 645. 08028 Barcelona.5Departamento de Biología Vegetal y Ecología. Universidad de Almería. Cañada de San Urbano, s/n. 04120Almería.6 Departamento de Ecología e Hidrología. Universidad de Murcia. Campus de Espinardo. 30100 Murcia.7Departament de Biologia. Universitat de les Illes Balears. Crta. Valldemosa, km. 7.5. 07071 Palma deMallorca.

RESUMEN

El proyecto GUADALMED, cuyo objetivo principal es elaborar un índice integrado que defina el estado ecológico de los ríosmediterráneos españoles, abarca 12 cuencas hidrográficas, 10 de ellas situadas en la vertiente mediterránea de la PenínsulaIbérica y 2 en las Islas Baleares. La localización de las mismas abarca un gradiente latitudinal, térmico y pluviométrico. Se hanestudiado un total de 157 estaciones de muestreo, localizadas en 65 cursos fluviales. En el área estudiada predominan los subs-tratos calizos o sedimentarios. Todas las cuencas se localizan dentro de la región de clima mediterráneo de la Península Ibérica.Este régimen climático implica que los ecosistemas fluviales sufran un marcado contraste entre la época más húmeda (coinci-dente con las estaciones medias, primavera y otoño) y la más seca y calurosa (verano). De aquí se deriva una importante conse-cuencia: un déficit hídrico estacional coincidente con los máximos anuales de temperatura. La mayoría de las cuencas estánsometidas a diversos impactos de origen humano, destacando el alto grado de regulación de sus caudales por los numerososembalses existentes en algunas de ellas. El uso intensivo del suelo por una agricultura de regadío y algunos núcleos importantesindustriales y de población, son otros de los principales impactos que afectan a los ecosistemas fluviales estudiados.

Palabras clave: ríos mediterráneos, hidrología, regulación de caudales

ABSTRACT

The aim of the GUADALMED Project is to produce an integrated index to define the ecological status of SpanishMediterranean rivers. The project includes 12 watersheds: 10 in the Mediterranean watershed of Iberian Peninsula, and 2 inthe Balearic Islands, located along a latitudinal, thermal and pluviometric gradient. A total of 157 sampling sites from 65 dif-ferent rivers were studied. The geology of these watersheds is predominantly limestone or sedimentary. All watersheds arelocated in the Mediterranean climatic region of the Iberian Peninsula. The river ecosystems under this climatic regime expe-rience large fluctuations between wet periods (Autumn to Spring) and dry and warm conditions (Summer). Thus, there is a sea-sonal hydric deficit coinciding with maximum annual temperatures. Most of the watersheds have been subject to various modi-fications by human activities, especially the river flow, which has been regulated by a large number of dams distributed alongmost of the main rivers. Intensive land use for irrigation agriculture, together with urban and industrial areas, are otherimportant sources of impacts on the studied river ecosystems.

Keywords: Mediterranean rivers, hydrology, flow regulation


Juan

Comentario en el texto

INTRODUCCIÓN

Entre los diferentes tipos de ríos de la PenínsulaIbérica según su régimen hidrológico, el grupode los ríos mediterráneos representa a aquellascuencas de características más o menos homo-géneas situadas en la zona de clima mediterrá-neo. Su hidrología responde a un régimen deprecipitaciones escasas e irregulares, con unamarcada estacionalidad (Martín Vide & Olcina,2001), presentando en general caudales bajos,aunque con grandes crecidas y largos periodossecos. La distribución de las grandes zonas declima mediterráneo a escala mundial se localizaentre los 30º y los 45º de latitud (Aschmann,1973) y, generalmente, en el oeste de los conti-nentes. No obstante, es en las regiones de lacuenca del mar Mediterráneo donde encontra-mos la zona más extensa de donde toma sunombre, localizándose el resto de las regionesdel mundo en las costas de California,Sudáfrica, Chile y zonas del sur de Australia(Strahler & Strahler, 1989).

El clima mediterráneo en España se caracteri-za por tener veranos secos y altas temperaturas.Las temperaturas en invierno son más modera-das y la precipitaciones en general no muyabundantes con una distribución irregular. Lamedia anual de las temperaturas oscila alrede-dor de los 16-17 ºC, con medias de las máximasen torno a los 42 ºC y de las mínimas de –2 ºCsegún las regiones. La media anual de las preci-pitaciones se encuentra entre 600-650 mm, convalores medios en las zonas más áridas de 280mm. A una escala anual, la región mediterráneade la Península Ibérica se ve sometida a una ten-sión hídrica natural ya que la relación entre eva-potranspiración y precipitación anual es siempremuy alta (MIMAM, 2000). Durante la épocaestival, la escasez de precipitaciones y las eleva-das temperaturas provocan un acusado déficithídrico, implicando en muchos casos la tempo-ralidad de los ríos, rasgo principal que va acaracterizar gran parte de los ecosistemas pre-sentes y sus comunidades biológicas. Sinembargo, dentro de la franja mediterránea ibéri-ca se encuentra una muy variada fisiografía que

origina una irregularidad espacial y temporalcon marcados contrastes climáticos y, conse-cuentemente, biogeográficos.

La vegetación original de las cuencas ibéricasmediterráneas se encuentra reducida a pequeñaszonas o relictos, muy modificados a lo largo dela historia por las diferentes culturas o asenta-mientos humanos, siendo en su mayoría etapasde sustitución o formaciones más arbustivas,con grandes zonas deforestadas por explotacióncon fines económicos, el fuego o el sobrepasto-reo (Grove & Rackam, 2001). Ello unido alintenso uso agrícola de toda la cuenca medite-rránea en los últimos siglos, ha hecho que ladegradación de los suelos sea elevada(Conacher & Sala, 1998). En muchas de lascuencas mediterráneas se han generalizado losproblemas erosivos por la carencia de medidasamplias de protección del suelo y la falta de unaplanificación de la gestión del agua desde unenfoque mucho más amplio.

RESULTADOS

Localización geográfica de la zona de estudio

Para el desarrollo del proyecto GUADALMEDse seleccionaron 12 cuencas hidrográficas, 10de ellas situadas en la vertiente mediterránea dela Península Ibérica y 2 en las Islas Baleares.La localización de las mismas abarca un gra-diente latitudinal, térmico y pluviométrico. LaTabla 1 recoge las cuencas y con los cursos flu-viales estudiados y las estaciones de muestreoestablecidas en cada uno de ellos. Se han elegi-do un total de 157 estaciones de muestreo, loca-lizadas en 65 cursos fluviales en las 12 cuencas.En la figura 1 se muestra un mapa general delocalización de las cuencas mediterráneas estu-diadas con su red hidrográfica en el ámbitopeninsular y los cursos fluviales consideradosen el estudio. La figura 2 refleja esa distribu-ción de estaciones en rangos altitudinales, queabarca desde estaciones de alta montaña situa-das a más de 1600 m de altitud hasta el niveldel mar.

36 Santiago Robles et al.

Descripción de las cuencas del proyecto GUADALMED 37

Tabla 1. Cuencas (12), ríos (65) y estaciones de muestreo (157) estudiados en el proyecto GUADALMED. Watersheds (12), streams (65) andsampling sites (157) studied in GUADALMED project.

Nº Cuenca Superficie km2 Ríos estudiados Estaciones de muestro

1 LLOBREGAT 4923 Cardener 3

Gavarresa 1

Llobregat 10

Merlés 1

Les Nespres 1

2 BESÒS 1007 Avencó 1

Caldes 2

Congost 3

d’Arenes 1

Gallifa 1

Mogent 1

Ripoll 1

Tenes 3

Vallcàrquera 1

Vilamajor 1

Figura 1. a) Localización del área de estudio en la región mediterránea. b) Cursos fluviales seleccionados y sus cuencas de drena-je superpuestas sobre un mapa de altitudes del terreno. (1) río Besòs, (2) río Llobregat, (3) río Mijares, (4) río Turia, (5) río Júcar,(6) río Segura, (7) río Almanzora, (8) río Aguas, (9) río Adra, (10) río Guadalfeo, (11) río Pollença, (12) río Sóller.a) Geographical situation of studied area within the Mediterranean region. b) Selected rivers and their watersheds overlain on aorographic map. (1) river Besòs, (2) river Llobregat, (3) river Mijares, (4) river Turia, (5) river Júcar, (6) river Segura, (7) riverAlmanzora, (8) river Aguas, (9) river Adra, (10) river Guadalfeo, (11) river Pollença, (12) river Sóller.


Tabla 1. Continuación. Continuation.

Nº Cuenca Superficie km2 Ríos estudiados Estaciones de muestro

3 MIJARES Albentosa 1Mijares 6Valbona 2Villahermosa 2

4 TURIA 6393 Alfambra 3Arcos 1Sot 1Turia 9

5 JÚCAR 42 988 Cabriel 4Cantaban 1Guadazaón 3Júcar 9Magro 3

6 SEGURA 19 525 Argos 1Chícamo 1Correros 1Garruchal 1Madera 1Majada 3Mundo 1Perea 1Pliego 1Pº La Cadena 1Quipar 1Reventón 1Salada 1Segura 1Taibilla 1Zumeta 1

7 AGUAS 590 Aguas 6Jauto 1

8 ALMANZORA 2611 Almanzora 7Bacares 4Chercos 2Herrerías 1Sauco 2Sierro 2

9 ADRA 735.4 Adra 510 GUADALFEO 1086.5 Chico 1

Dúrcal 3Guadalfeo 7Poqueira 3Torrente 1Trevélez 1

11 SÓLLER 45 De´s Barrancs 2Fornalutx 2Soller 3

12 POLLENÇA 40.5 Sant Jordi 4Ternelles 6

Aproximación geológica

Las cuencas estudiadas presentan en general unpredominio de materiales geológicos de carácterbásico o de origen sedimentario, siendo menor laproporción de materiales ácidos o silíceos. Elmapa de la figura 3 muestra la naturaleza del sus-trato geológico de las cuencas agrupada en tresgrandes grupos generales en función del carácterácido-básico del mismo: 1.- Presencia exclusivade rocas carbonatadas, 2.- Presencia de rocas car-bonatadas y otros materiales de carácter sedi-mentario o evaporítico, 3.- Ausencia de rocas car-

bonatadas con predominio de rocas y materialesde carácter ácido. El porcentaje de estos substra-tos en cada cuenca se muestra en la Tabla 2,donde puede comprobarse el predominio de lossubstratos básicos o no ácidos, con más del 70 %de la superficie de la zona de estudio.


Figura 2. Distribución altitudinal de las estaciones de mues-treo. Altitudinal distribution of sampling sites.

Figura 3. Naturaleza del sustrato geológico de las cuencas estu-diadas: 1.- Presencia exclusiva de rocas carbonatadas, 2.- Presencia de rocas carbonatadas y otros materiales de caráctersedimentario o evaporítico, 3.- Ausencia de rocas carbonatadascon predominio de rocas y materiales de carácter ácido. (Fuente:adaptado de la base cartográfica digital del ITGE). Geologicalsubstrate types in the studied watersheds: 1.- Exclusive presenceof carbonated rocks, 2.- Presence of carbonated rocks and sedi-mentary or evaporitic materials, 3.- Absence of carbonated rockswith predominance of acidic rocks and materials. (Source: adap-ted from ITGE digital cartographic base).

Tabla 2. Porcentaje de los tipos de geología en las cuencas estudiadas (Fuente: Base cartográfica digital del ITGE). Percentage of geologicaltypes in the studied watersheds.

Cuenca % Ausencia de rocas carbonatadas % Presencia exclusiva % Presencia de rocas carbonatadas con predominio de rocas rocas carbonatadas y otros materiales de carácter

y materiales de carácter ácido sedimentario o evaporítico

BESÒS 26.3 6.1 67.6LLOBREGAT 14.2 30.4 55.4MIJARES 0.9 71.3 27.8TURIA 1.9 60.9 37.2JÚCAR 1.6 53.6 44.8SEGURA 9.3 46.8 43.9ALMANZORA 60.4 11.9 27.7AGUAS 34.3 8.9 56.9ADRA 85.0 8.1 6.9GUADALFEO 77.5 15.9 6.6POLLENÇA 0 80 20SÓLLER 0 82 18

TOTAL 25.96 39.65 34.39

La presencia dominante de substratos calizos enlas cuencas mediterráneas trae importantes con-secuencias hidrológicas. Este tipo de rocas, ymuy especialmente en los sistemas kársticos porsu capacidad de almacenar agua, ayudan a regu-larizar el caudal de los ríos principalmente enlas épocas en que las lluvias no aportan agua alos cauces.

Aproximación climática

La estacionalidad es la característica más pecu-liar del clima mediterráneo (Paskoff, 1973;Daget & Michel-Villag, 1975; Conacher & Sala,1998). Este rasgo se encuentra más marcado enla precipitación que en la temperatura (di Castri,1973). En la figura 4 se representan las isopletascorrespondientes a las temperaturas mediasanuales. La distribución de las precipitacioneses generalmente bimodal, existiendo dos esta-ciones húmedas: primavera y otoño. Sin embar-go, a una escala de tiempo intraanual, las preci-pitaciones son muy irregulares con frecuentesconcentraciones muy intensas que dan comoresultado lluvias torrenciales (Gil & Olcina,1997; Martín Vide & Olcina, 2001). Este hecho

se ve reflejado en el mapa de la figura 5 dondepuede observarse la relación porcentual entre laprecipitación máxima diaria y la media anual(MIMAM, 2000), alcanzándose los máximosvalores en la vertiente mediterránea peninsular.En algunas zonas de la costa del SE, en ocasio-nes se presentan precipitaciones que en pocashoras alcanzan valores superiores al promediode todo el año (figura 5).

La variabilidad de la precipitación media enla zona mediterránea de la Península Ibérica(Fig. 6) se debe fundamentalmente a la cercaníao lejanía al mar (más seco, frío y menos violen-to en las tormentas torrenciales según nos aden-tramos en la Península) y al incrementarse laaltitud (precipitaciones más abundantes y fre-cuentes y temperaturas más frías). Otros facto-res concretos como los topográficos y la orien-tación implican que se den extremos climáticosen la zona mediterránea, típicos de zonas desér-


Figura 4. Mapa de isopletas de las temperaturas medias anua-les con los cursos fluviales seleccionados y sus cuencas(Fuente: Base de datos del CEH del CEDEX). Isopleths mapof annual mean air temperatures and selected rivers and theirrespective watersheds (Source: database from CEH ofCEDEX).

Figura 5. Mapa de isopletas de la relación porcentual entre laprecipitación máxima diaria y la media anual en el período1940/41-1995/96. (Fuente: Base de datos del CEH delCEDEX). Isopleths map of percentage relation between maxi-mum daily rainfall and annual mean rainfall duringthe period1940/41-1995/96. (Source: database from CEH of CEDEX).

ticas. Un ejemplo en el área de estudio de esteproyecto es la región de las cordilleras Béticasorientada al sur-sureste (Almería y Murcia). Enestos casos el clima es caluroso y seco, con unaprecipitación media anual menor de 300 mm.Las precipitaciones en estas zonas también sonirregulares y es frecuente que los fenómenos delluvias torrenciales (Fig. 5) desencadenen riadas(Vidal-Abarca, 1990). A esta heterogeneidadespacial, hay que sumarle la variabilidad inter-anual (hasta un 30 %) en la precipitación totalanual que se presenta en estos ríos de caráctermediterráneo (McElravy et al., 1989; Resh et al,1990; Gasith & Resh, 1999). Según un estudiode Sabater et al. (1992) en una cuenca medite-rránea del NE de la Península Ibérica (río Ter),esta variabilidad se refleja en las aportacionestotales de la cuenca, detectándose patrones ociclos interanuales característicos de fenómenosclimáticos en ambientes mediterráneos.

Una de las peculiaridades del clima medite-rráneo es que coinciden en general, las mínimasprecipitaciones con los máximos anuales detemperatura (di Castri, 1973, 1981), provocan-do periódicos eventos de sequía y avenidas(Molina et al., 1994). Esto condiciona y marca

la estructura y el funcionamiento de los ecosis-temas fluviales de estas áreas (Gasith & Resh,1999). La biota ha evolucionado adaptándose aesos ritmos estacionales, e incluso a los sucesosmenos predecibles como las riadas, a través dediferentes estrategias y diversif icando susmecanismos adaptativos y formas de recoloni-zación del medio, ampliamente mencionadas enla literatura (Gray & Fisher, 1981; Vidal-Abarca et al., 1992).

Aproximación hidrológica

El efectuar una regionalización hidrológica endetalle de las cuencas estudiadas no es el objetoprincipal de este estudio, ya que ello implicaríael considerar los datos de caudales en continuoregistrados en las estaciones foronómicas de lasdiferentes cuencas. Además se debería disponerde los datos de forma análoga del resto de lascuencas mediterráneas o continentales frente alas cuales se pretendiesen diferenciar (UNES-CO, 1989). La utilización por tanto, de infor-mación climática junto con la naturaleza delterreno, sería la forma más razonable de reali-zar dicha regionalización hidrológica (Kovacs,1984), considerando datos ecológicos e hidro-lógicos conjuntamente, como son la temperatu-ra, precipitación, evaporación y escorrentía(L’vovich, 1979).

En este trabajo se dispone de datos corres-pondientes a 7 campañas de muestreo comomínimo, repartidas entre dos años consecutivos(1999-2000). Estos datos de caudal obtenidosen puntos concretos de los cursos fluviales, nosproporcionan una información integrada sobrelos procesos hidrológicos que se han producidoen la cuenca (UNESCO, 1989). Considerando eltamaño de las cuencas estudiadas y el períododel estudio, es evidente que la representativi-dad de los datos de caudal tomados es muyaproximada, ya que la variabilidad natural delcaudal registrado sería mucho mayor cuantomenor fuese el intervalo temporal de los mues-treos y mayor el número de estaciones. No obs-tante, un análisis de los datos disponibles, mues-tra unas tendencias y características del mismo


Figura 6. Mapa de isopletas de las precipitaciones mediasanuales con los cursos fluviales seleccionados y sus cuencas(Fuente: Base de datos del CEH del CEDEX). Isopleths mapof annual mean rainfall and selected rivers and their respecti-ve watersheds (Source: database from CEH of CEDEX).

en consonancia con el efecto de determinadosfactores ambientales. La figura 7 muestra la dis-tribución de las estaciones de todas las cuencas,organizadas de mayor a menor rango de fluctua-ción del caudal, considerando como extremosde dicho rango el valor máximo y el mínimoregistrados. Se indica también la media de loscaudales para cada punto.

Los máximos caudales obtenidos, con valoressuperiores a 20 000 l/s, se registraron siempre en7 estaciones: 5 de la cuenca del Júcar y 2 delSegura. Las estaciones con valores entre 5000 y20 000 l/s son 13, de las cuales 6 son del Júcar,3 del Turia, 2 del Guadalfeo, 1 del Segura y 1 delMijares. Se observa como más de la mitad de lasestaciones con mayor caudal se localizan en lacuenca del Júcar, por otro lado, la de mayorsuperficie de todas las estudiadas (42 988 km2).Por el contrario, de las estaciones con menoresregistros de caudal, con valores inferiores a 1 l/so nulos, se localizan el 25% en la cuenca del

Almanzora (10), un 50 % entre las del Pollença(6), Aguas (5), Besós (5) y Sóller (4), y el 25%restante entre el Segura (3), Mijares (3), Gua-dalfeo (2), Turia (1) y Llobregat (1).

En la figura 8 se muestra la proporción entrelas estaciones de régimen de caudal permanentey las de régimen intermitente o temporal enlas cuencas estudiadas, pudiéndose observar lasdiferencias notables entre cuencas con predomi-nio de estaciones de caudal permanente (Júcar,Llobregat, Turia, Guadalfeo), frente a otras conpredominio de estaciones de régimen intermi-tente o temporal (Sóller, Pollença, Almanzora,Aguas).

Los caudales medios de las cuencas no siem-pre guardan una relación directa con la precipi-tación total debido a diversos factores de origennatural o humano. Entre los naturales seencuentra la geología y la capacidad de reten-ción de la vegetación. Así por ejemplo, cuencascon grandes sistemas calcáreos de tipo cárstico


Figura7. Distribución de las estaciones de muestreo de mayor a menor rango de fluctuación de caudal (m3/s.), a partir de los valo-res máximo y mínimo registrados en el período de estudio y en las fechas de muestreo. Se indica el valor medio para cada estación.Distribution of sampling sites in a gradient of flow fluctuation ranges (m3/s), from maximum and minimum values recorded duringthe study period in the sampling dates. Mean values are indicated for each sampling point.

presentan una elevada tasa de infiltración de laescorrentía superficial en el sustrato. Es el casode las cuencas mallorquinas, donde la precipita-ción media anual puede superar los 1000 mm ylos cauces fluviales son típicamente intermiten-tes y temporales. Como causas de origen huma-no, se encuentran las extracciones de agua, biendel sistema de acuíferos de la cuenca o directa-mente del curso fluvial en embalses. Un ejem-plo de ello es el río Almanzora, cuya cabecerade cuenca (Sierra de los Filabres) aporta unaprecipitación teóricamente suficiente para man-tener un caudal constante, pero que a causa delas detracciones de caudal y explotación delacuífero, el curso se presenta intermitente.

Las estaciones que se han estudiado presen-tan unas características en el régimen hidrológi-co muy diferentes. Un papel muy importantepara marcar la rigidez de la temporalidad y suduración es el origen de las fluctuaciones esta-cionales. De esta forma y teniendo en cuentatanto el régimen hidrológico que han presentado

las estaciones en el período de estudio y el ori-gen de la estacionalidad, se han diferenciado4 tipos de estaciones (Tabla 3). Según el régi-men del caudal, se diferencian estaciones decaudal permanente durante todo el año hidroló-gico o estaciones de caudal no permanente en elespacio o en el tiempo. Dentro de las primeras,las estaciones de régimen permanente estacionalhan mantenido un caudal continuo durante elperíodo estudiado. En este tipo de estaciones,las fluctuaciones se deben fundamentalmente ala variación estacional de las precipitaciones, ola influencia de la permanencia de nieve enzonas altas de la cuenca y el posterior períodode deshielo. Las variaciones en el caudal estánpor tanto muy relacionas con la estacionalidad.Normalmente las épocas de más caudal sonotoño y primavera y las de menos invierno yverano. Las estaciones de régimen subterráneoestán muy relacionadas con áreas cársticas ysurgencias de acuíferos locales y regionales dezonas calizas. Normalmente los caudales son


Figura 8. Proporción entre las estaciones de régimen de caudal permanente y las de régimen intermitente o temporal en las 12 cuen-cas estudiadas. Ratio between the number of sampling sites with permanent flow regime and those with a temporary or intermittentflow regime in the 12 watersheds studied.

abundantes y las fluctuaciones se deben a ciclosde carga y recarga de estos acuíferos.

Las estaciones temporales se diferencian endos tipos: efímeras y intermitentes (Bonada,2003). Las primeras se corresponden con aque-llas que, de forma habitual y regularmente enel tiempo, presentan el cauce seco durante unperíodo de tiempo. Este período sin agua coin-cide con la época de estiaje en verano o invier-no. Las estaciones intermitentes tienen láminade agua superficial de forma aislada o disconti-nua en el tramo de estudio. Se correspondencon trechos de cauce seco y trechos con pre-sencia de agua en forma de pozas, o pozas conpequeños regueros que las unen que pueden serestacionales o no. Las estaciones de caudal nopermanente se pueden situar en cauces en losque sólo circula el agua en avenidas provocadaspor fuertes precipitaciones en la cuenca, gene-ralmente de carácter local, y provocando riadaso avenidas de diversa consideración (Camarasa& Segura, 2001). Los cauces con ese tipo defuncionamiento se denominan ramblas, rieras otorrentes (Vidal-Abarca, 1990) y, por ejemplo,estaciones de las cuencas del río Segura yAguas están situadas en algunos de éstos cau-

ces autóctonos del este y sureste peninsular.Las características peculiares de estas zonasimplican que la presencia habitual de agua esmuy dependiente del nivel de la capa freáticaexistente, del balance precipitación / evapora-ción (Suárez, 1986) , de la conexión entre ellecho y el acuífero (Mateu Bellés, 1989), o desituaciones locales de descarga de acuíferospor causas litológicas o geológicas que suelenllevar consigo una elevada salinidad del agua(Vidal-Abarca, 1990; Vidal-Abarca et al.,2000). En cualquiera de estos casos, los aflo-ramientos superficiales de agua forman en-charcamientos en el cauce o incluso pequeñosarroyos, capaces de albergar comunidades bio-lógicas acuáticas de gran interés ecológico(Moreno et al., 1996; Moreno et al., 2001).

Para observar la variación estacional del cau-dal entre los diferentes ríos estudiados, se harepresentado en la figura 9 su variabilidad relati-va en las estaciones de muestreo a través del por-centaje de variación de caudal. Este valor es muydiferente entre todas las estaciones estudiadas yoscila entre 0.2 - 254 %, abarcando 3 órdenes demagnitud entre las estaciones con el mínimo devariación y las de máximo. En esta misma figura


Tabla 3. Clasificación de las estaciones de los ríos mediterráneos estudiados teniendo en cuenta sus características hidrológicas.Classification of sampling sites in studied Mediterranean rivers in GUADALMED project according to hydrological regime.

Caudal Régimen Características

PERMANENTE PERMANENTE ESTACIONAL Se mantiene un caudal permanente, con variaciones estacionales debidas a las precipitaciones (CARÁCTER PLUVIAL) o, en ciertos casos, también al período de deshielo (CARÁCTER PLUVIONIVAL).

SUBTERRÁNEO Las descargas de aguas subterráneas son la principalfuente de flujo. Pueden sufrir fuertes oscilaciones de caudal pero generalmente no están asociadas a un régimen hidrológico marcadamente estacional.

TEMPORAL EFÍMERO Cauces habitualmente secos durante el período de estiaje.

INTERMITENTE Tramos de cauce secos con flujo subsuperficial de agua y tramos con presencia de agua en superficie(pozas o pequeños cursos de agua) estacionalmente o no.

se ha representado este valor porcentual del coe-ficiente frente al logaritmo del promedio de cau-dal. Si en la figura 7 las estaciones con mayoresfluctuaciones son aquellas con caudales mayores,eliminando la dimensionalidad de las variablescomo se ha realizado en la figura 9 las máximasvariaciones de caudal se presentan en su mayoríacuando los promedios son menores. Los ríos tem-porales muestran en conjunto una mayor varia-ción del caudal que los permanentes (Fig. 9a), yaque llegan a secarse en algún momento, perotambién debido a que los segundos, en muchoscasos, sufren algún tipo de regulación en la cuen-ca (Fig. 9b) por presentar mayores recursos hídri-cos disponibles para usos humanos.

Características generales de las cuencasestudiadas

En el Anexo se detallan, a modo de fichas, lascaracterísticas generales de cada cuenca estu-diada, con información sobre la geología, clima,vegetación, usos principales en la cuenca,población y principales núcleos urbanos, así

como las alteraciones más notables sobre loscursos fluviales. En los mapas se incluyenlos cursos fluviales en los que se localizan lasestaciones de muestreo.

DISCUSIÓN

Como puede verse de las características de lascuencas estudiadas, las diferencias entre ellasson notables en los aspectos climáticos, geoló-gicos e hidrológicos. En el anexo se detallan lasprincipales alteraciones que han sufrido muchasde ellas y que se reflejan después en los resulta-dos de las características fisicoquímicas y bio-lógicas. El uso intensivo del agua en las cuencasmediterráneas ha llevado a una explotaciónintensiva de los recursos por lo que sus caudalesy su calidad están notablemente alterados.Muchos de los cambios en las comunidades bio-lógicas que se verán en capítulos posteriores sedeben en gran parte a esta variedad de condicio-nes fisiográficas, pero también a los cambiosproducidos en el flujo y la calidad de las aguas.


Figura 9. Porcentaje del coeficiente de variación del caudal representado frente al promedio de caudal de las estaciones estudia-das. a) ríos permanentes y no permanentes, b) ríos regulados y no regulados. Percentage of the flow variation coefficient againstmean flow in the watersheds studied. a) permanent and temporary rivers, b) regulated and unregulated rivers.

Regulación hídrica

La mayoría de las cuencas estudiadas presentanun alto grado de regulación de sus caudalesdebido a la presencia de numerosos embalses,algunos de ellos de gran capacidad . La regula-ción de caudales en los ríos es una de las activi-dades humanas que han incidido más negativa-mente en el estado ecológico de los ecosistemasfluviales, remontándose los orígenes de estasactuaciones en la cuenca del Mediterráneo hacemás de 5000 años en Egipto (Allan, 1995). En laPenínsula Ibérica, los primeros embalses seremontan a la edad antigua bajo dominaciónromana, siendo las presas de Cornalbo yProserpina (siglo II) las más antiguas (MOPT,1991). Actualmente existen más de 1000 embal-ses con grandes presas que regulan en mayor omenor medida las aguas de los ríos peninsula-res. Numerosos trabajos a lo largo de toda lageografía española (Prat, 1981; Prat et al., 1984;García de Jalón et al., 1992; Ibero, 1996) hanpuesto de manifiesto los efectos negativos deesta regulación sobre el funcionamiento de losecosistemas fluviales, afectando a las comuni-dades biológicas (macroinvertebrados, vegeta-ción acuática, peces y otros vertebrados acuáti-cos) y a la calidad físico-química de las aguas.Asimismo, existen en todos los ríos multitud deminicentrales hidroeléctricas alimentadas porcanales laterales al río y originadas en azudes dederivación, que en épocas de caudales bajos lle-gan a secar los ríos. Este aspecto es especial-mente notorio en el río Llobregat desde su naci-miento, donde apenas unos pocos kilómetros selibran de la acción de estas infraestructuras. Elgrado de alteración producido en cada tramofluvial por la regulación de los caudales es fun-ción de tres aspectos: el volumen embalsadoaguas arriba del tramo, la magnitud relativa delos embalses respecto a las aportaciones circu-lantes y del uso o régimen de explotación de losmismos aguas arriba (MIMAM, 2000). En laTabla 4 se refleja el número de embalses exis-tentes en las cuencas principales donde se loca-lizan los ríos estudiados y su capacidad deembalse. Destaca el alto grado de regulación de

las cuencas del Júcar y Segura, tanto en elnúmero de embalses como en la capacidad dealmacenamiento de los mismos. Este hecho esuno de los principales inconvenientes a la horade localizar estaciones de referencia en los ríosque se encuentran regulados por embalses aguasarriba, ya que los caudales que fluyen rara vezcoinciden con los que serían naturales en cadamomento

Detracción, extracción y derivación de caudales

Otro impacto muy relacionado con la construc-ción de presas o embalses en los ríos, es ladetracción de caudales mediante trasvases ocanales para fines principalmente agrícolas. Unclaro ejemplo de este hecho lo encontramos enel río Segura, donde únicamente llega al mar un4% de lo que llegaría en condiciones naturalessin detracciones de agua para riegos (MIMAM,2000). Dentro de la zona de estudio hay quemencionar por su magnitud el trasvase del acue-ducto Tajo-Segura, puesto en funcionamiento en1979, donde durante los 21 primeros años defuncionamiento (1979-1999) se ha trasvasado un


Tabla 4. Presas inventariadas en las cuencas principales de la zonade estudio y su capacidad de embalse (miles de hm3) (MOPT,1991). Inventoried dams in main basins of the studied area andtheir reservoir capacity (thousands of hm3) (MOPT, 1991).

Cuenca Nº de presas Capacidad(miles hm3)

JÚCAR 12 2506.97SEGURA 19 1054.77TURIA 4 328.97LLOBREGAT 3 220MIJARES 10 203.13ALMANZORA 1 169ADRA 1 70GUADALFEO 1 56.55BESÒS 1 0.45AGUAS 0 0POLLENÇA 0 0SÒLLER 0 0

TOTAL 52 4609.84

volumen anual medio en torno a los 300hm3/año, con valores entre 450 y 550 hm3/añoen los últimos 3 años (MIMAM, 2000). Estetrasvase se inicia en la cuenca del Tajo en elembalse de Bolarque, que enlaza con la cuencadel Júcar en el embalse de Alarcón, para finali-zar en la cuenca del Segura en el embalse deTalave. Los efectos ecológicos de los trasvaseshan sido menos estudiados que los producidospor los embalses (Allan, 1995; Gibbins et al.,2000), aunque es evidente que son mucho másdiversos y van más allá del singular hecho deregular o modificar los caudales naturales.Afectan, entre otros aspectos, a los procesos ypatrones biogeográficos con implicaciones en laestructura y funcionamiento de las comunidadesbiológicas (Snaddon & Davies, 1998; Davies etal., 2000; Wishart & Davies, 2002) . El trasvaseTajo-Segura no es una excepción y aunque susefectos en los ríos de las cuencas afectadasincluidas en el proyecto GUADALMED no hansido investigados hasta el momento de formaexhaustiva o detallada (García de Jalón et al.,1992), se pueden enumerar algunos evidentes:disminución de caudales en la cuenca donanteen la época de caudales más bajos, incrementoartificial de caudal en la cuenca receptora afec-tando a las comunidades biológicas acuáticas yribereñas (Prat, 1981; Vidal-Abarca et al., 1991;González del Tánago et al., 1995), dispersiónartificial de especies acuáticas (animales y vege-tales) que pueden afectar muy negativamente alas comunidades autóctonas, alteraciones en lascaracterísticas físico-químicas de las aguas delas cuencas receptoras, alteraciones en las diná-micas de los estuarios o deltas, entre otras (Prat& Ibàñez, 1995). Datos más concretos sobreespecies piscícolas posiblemente introducidasen las cuencas del Júcar y Segura a través deltrasvase y sus efectos sobre la fauna acuáticaautóctona han sido citados por varios autores(Mas, 1986; Elvira, 1997; Torralva & Oliva-Paterna, 1997). El efemeróptero Prosopistomapennigerum (Müller, 1785), cuyas citas enEspaña están muy restringidas a unos pocosenclaves ubicados en tramos fluviales afectadospor el trasvase Tajo-Segura (ríos Tajo, Cabriel-

Júcar y Mundo) (Robles et al., 2002), es otra delas especies que podría haberse visto condicio-nada en su distribución por el trasvase, aunqueesta hipótesis aún está por demostrar. Final-mente, no hay que olvidar que la introducción deindividuos o especies alóctonas en una cuenca,puede tener importantes implicaciones a largoplazo desde un punto de vista evolutivo, ya quefavorece procesos de hibridación, con posiblespérdidas de variabilidad genética, al conectarpoblaciones aisladas desde tiempos remotos(Wishart & Davies, 2002).

La extracción de agua subterránea por bom-beo de pozos provoca descensos de los nivelespiezométricos, afectando a los caudales natura-les de los ríos. Como ejemplo, en la cuenca delJúcar se ha estudiado la evolución durante losúltimos 50 años de los bombeos anuales delacuífero de la Mancha Oriental y la gananciahídrica en el tramo fluvial asociado (MIMAM,2000). En dicho estudio, a partir de los años 70se observa una notable disminución de los apor-tes de agua subterránea al río como consecuen-cia del incremento del volumen de agua extraídadel acuífero por los bombeos. De valores deextracción en torno a los 10-20 hm3/año hasta ladécada de los 70 se ha pasado progresivamentea alcanzar un volumen de extracción en los años90 de unos 400 hm3/año. La disminución de losaportes al río ha sido de igual magnitud(MIMAM, 2000).

AGRADECIMIENTOS

Este trabajo se ha realizado mediante la finan-ciación de los proyectos HID98-0323-C05 yREN2001-3438-C07 del Ministerio de Cienciay Tecnología y PLP/10/FS/97 de la FundaciónSéneca de la CARM. Nuestro especial agradeci-miento al Area de Coordinación y AplicacionesTecnológicas de la D.G.O.H. del Ministerio deMedio Ambiente, al Àrea de Medi Ambient dela Diputació de Barcelona, a la Delegación deGranada de la Consejería de Medio Ambientede la Junta de Andalucía y a la Agencia Catalanadel Aigua por su apoyo.


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Anexos. Fichas descriptivas de las cuencas estudiadas. Descriptive plates of basins studied.

CUENCA DEL RÍO LLOBREGAT

Datos geográficos y localización de estaciones de muestreo

Superficie: 4923 km2

Nacimiento cauce principal: 1200 mLongitud cauce principal: 156 km

Geología

Nace en el Prepirineo a 1200 m dealtitud en una surgencia cárstica.Drena macizos del prepirineo y lazona prelitoral catalana de geologíacalcárea que presentan diversosgrados de carstificación. Sus afluentesmás importantes por la margenizquierda son el Cardener y el Anoia.En el primero, como la parte mediadel Llobregat se encuentranafloramientos salinos que incrementanla mineralización del agua. En elsegundo hay sustratos ricos ensulfatos que le confierenparticularidades en su composiciónquímica (Prat et. al, 1984).Desemboca en un amplio delta deformación reciente con un importanteacuífero.

Población

La desembocadura se encuentra en laparte sur del área metropolitana deBarcelona, con más de 2 millones dehabitantes. La población de derechode la cuenca es de 96 4933 habitantes,unos 196 habitantes/km2.

Clima

La cuenca recibe unos 610 mmanuales de precipitación, siendo latemperatura media anual de 15 °C.

Usos principales

A pesar de que el uso mayoritario delsuelo es forestal (bosque y vegetaciónesclerófila, 50%), se trata de unacuenca muy urbanizada eindustrializada (22%) y conimportantes cultivos agrícolas deregadío (25%) en su parte más baja.

Vegetación

Las cabeceras están dominadas porcomunidades de coníferas, mientrasque aguas abajo la vegetaciónarbustiva mediterránea esclerófila esabundante.

Alteraciones en la cuenca

El Cardener contiene una elevadaproporción de sales debido a lasexplotaciones salinas de la zona,mientras que el Anoia presenta unamala calidad del agua debido a laimportante industrialización del sectorde los curtidos. En su curso se hallantres embalses (La Baells de 115 hm3,Sant Ponç de 25 hm3 y La Llosa delCavall de 80 hm3), destinados aregadío y al abastecimiento deBarcelona. Existen además63 pequeñas presas para generaciónde energía eléctrica principalmente(minicentrales) y para usos agrícolas.


CUENCA DEL RÍO BESÒS




Geología

La mayor parte de la cuenca estácompuesta por material sedimentario,seguido del silíceo y en menor medidael calcáreo. Las aguas fluyen desdetres macizos importantes: el Montsenyy el Corredor-Montnegre de caráctermayoritariamente silíceo al este y elde Sant Llorenç de tipo calcáreo aloeste. Tiene tres afluentesimportantes: el Tenes, la riera deCaldes y el Ripoll. En sudesembocadura forma un delta cuyosdepósitos enlazan lateralmente al Surcon los del Llobregat.

Población

La población total de la cuenca es de72 4847 (habitantes de derecho) loque supone una elevada densidaddemográfica, con unos 719 hab/km2.El tramo final del río atraviesa el áreametropolitana de Barcelona, con másde 2 millones de habitantes.

Clima

La cuenca recibe unos 602 mmanuales de precipitación, y latemperatura media anual es de15.6 °C.

Usos principales

Los macizos del Montseny, elCorredor-Montnegre y el de SantLlorenç están catalogados comoParques Naturales. Por ello, elprincipal uso de la cuenca es elforestal (bosques y vegetaciónesclerófila) con un 71% de susuperficie. Los cultivos de regadío y secano ocupan tan solo un 1.4%,mientras la proporción de áreaurbanizada e industrial es de 11.4%.

Vegetación

Las cabeceras están dominadas porcomunidades de conífera y bosquescaducifolios, mientras que aguas abajola vegetación arbustiva mediterráneaesclerófila es abundante.


A pesar de las extensas zonasprotegidas que posee, los cursosfluviales de la cuenca están muyalterados al tratarse de una cuencamuy poblada y muy industrializada.El Besos, al ser una cuenca pequeñacon una aportación anual reducida(88.4 hm3/a), no posee grandesembalses aunque tiene 2 pequeñaspresas para regadío y/o para laobtención de energía (minicentraleshidroeléctricas).


CUENCA DEL RÍO SÓLLER


Superficie: 45.08 km2

Nacimiento cauce principal: 275 mLongitud cauce principal: 9.1 km

Geología

En la cuenca predomina el sustrato denaturaleza calcárea, siendo el restosedimentario/margoso. La geologíacalcárea favorece la infiltración de lasaguas en el terreno antes de alcanzarlos tramos bajos, generando cauces decarácter temporal o intermitente.

Población

Abarca los municipios de Fomalutx ySóller, con una densidad de poblaciónde 26.4 y 243 hab/km2

respectivamente. Durante latemporada turística se incrementaextremadamente esta población.

Clima

La precipitación media anual es de863.9 mm y la temperatura mediaanual es de 16.2 °C.

Usos principales

Los usos principales de la cuenca sonurbanos y agrícolas.

Vegetación

Las especies que caracterizan lavegetación de la cuenca sonOlea europaea L., Ceratonia siliquaL. y Citrus spp.


No existen obras hidráulicas queregulen el cauce, aunque sí se realizanextracciones de agua para suministro(canalizaciones) y mediante pozos.


CUENCA DEL RÍO POLLENÇA




Geología

En la cuenca predomina el sustrato denaturaleza calcárea, siendo el restosedimentario/margoso. La geologíacalcárea favorece la infiltración de lasaguas en el terreno, generando caucesde carácter temporal o intermitente.

Población

Los cauces estudiados pertenecen almunicipio de Pollença, con unadensidad de población de84.4 hab/km2. Los torrentes demontaña en la zona presentan sinembargo densidades de población muybajas, como el torrente de Ternelles.El eje central del torrente en la partebaja de la cuenca atraviesa zonasagrícolas, núcleos urbanos y seproducen aumento temporales depoblación debido al turismo.

Clima

La precipitación media anual es de986.4 mm y la temperatura mediaanual es de 17 °C.

Usos principales

Los usos principales de la cuenca sonurbanos y agrícolas en los llanos,existiendo bosque natural en lasmontañas.

Vegetación

En las zonas de montaña dominan lascomunidades de Quercus ilex y Pinushalepensis Mill. En el llano,predominan los cultivos conCitrus spp. y Olea europaea.


Se realizan extracciones de agua conderivación para suministro de aguapotable en la montaña. En años secosy, agravado por la extracción de aguapara la agricultura en el fondo delvalle, el nivel de la capa freática esmuy bajo, lo que impide elmantenimiento de agua en el cauceprincipal incluso en épocas lluviosas.


CUENCA DEL RÍO MIJARES



Nacimiento cauce principal: l 500 mLongitud cauce principal: 157.1 km

Geología

Predominan los terrenos de naturalezacalcárea, existiendo algunas zonas decarácter sedimentario o margoso, ymás raramente silíceo. Nace en laSierra de Gúdar, recogiendo las aguasde este macizo y del de Javalambre.Sus principales afluentes son elVillahermosa o Linares y la rambla dela Viuda.

Población

La Sierra de Gúdar es una zona demontaña desertizadademográficamente (3.9 hab/km2). Lamayor parte de la población seconcentra en el tramo bajo, en el áreade influencia de Castellón de la Plana.

Clima

En la Sierra de Gúdar las oscilacionestérmicas son importantes, coninviernos fríos y precipitacionesmedias anuales entre los 400 y los800 mm, con escasas lluvias duranteel verano y el invierno e importantesperiodos de sequía interanuales. En lacuenca baja del Mijares turolense,según vamos descendiendo los cursosde los ríos Linares y Mijares, losinviernos son más suaves debido a lainfluencia del mar.

Usos principales

Los usos principales de la cuenca songanaderos y forestales en la parte alta,y de explotaciones agrícolas en losfondos de valle y Plana de Castellón.En el tramo medio, usos turísticos-recreativos con balnearios y fuentestermales en el eje principal delMijares.

Vegetación

En la Sierra de Gúdar predominan lasconíferas en todos los pisosbioclimáticos formando una diversa yamplia sucesión de pinos, sabinas yenebros. Menos extendidas y a menoraltitud, aparecen las formaciones defrondosas mediterráneas esclerófilas:los carrascales (Quercus ilex), y losrebollares de Quercus faginea,asociadas o mezcladas, oacompañando a sabinas, pinos o arces.


La elevada pendiente media del cauceprincipal y su encajonamiento en elterreno, ha favorecido la construcciónde sucesivos embalses (Arenós, Cirat,Vallat, Ribesalbes y Sichar), con unfuerte efecto regulador del río. Su usoes la producción de energía y el regadío, disminuyendo mucho el caudal en su tramo bajo. Algunosde sus principales afluentes tambiénse encuentran regulados: La Ramblade la Viuda (Emb. Ma Cristina), río Lucena (Emb. Alcora).


CUENCA DEL RÍO TURIA




Geología

Predominan los terrenos de naturalezacalcárea, existiendo algunas zonas decarácter sedimentario o margoso, ymás raramente silíceo. El Turia oGuadalaviar nace en los MontesUniversales, perdiéndose gran partede sus aguas en un macizo kárstico enel entorno del pueblo de Guadalaviar.El principal afluente es el Alfambra,procedente de la Sierra de Gudar.

Población

Los principales núcleos de poblaciónson Teruel, con aproximadamente30000 hab. y, en su tramo bajo,Valencia y su área de influencia concasi l millón de habitantes. El resto dela cuenca presenta una densidad depoblación baja.

Clima

En las Sierras de la cabecera, losinviernos son fríos con precipitacionesmedias anuales entre los 400 y los800 mm. Los veranos son secos ycalurosos, especialmente en las Planascosteras, siendo habituales las fuertestormentas otoñales, con elevadasprecipitaciones puntuales.

Usos principales

En su cuenca alta, predomina el sueloforestal y los usos ganaderos enmenor medida, dando paso tras suunión con el Alfambra a un usoagrícola, que domina especialmenteen su tramo bajo con la huertavalenciana.

Vegetación

La vegetación en la cabecera estáconfigurada por pinares (silvestres,resineros y negros) y manchas desabinas. En su tramo bajo, laprofusión de zonas agrícolas yurbanizadas, ha desplazado lavegetación original de frondosasmediterráneas esclerófilas.


Existen varios embalses en el ejeprincipal para usos principalmenteagrícolas y de abastecimiento:Arquillo de San Blas, Benagéber yLoriguilla. Hasta la reciente puesta enmarcha de la depuradora de Teruel, elrío ha sufrido los vertidos de estaciudad empeorando severamente sucalidad. En la actualidad, ladesembocadura se ha desviado de sucauce original por un encauzamientode 13 km evitando su paso porValencia hasta el mar.


CUENCA DEL RÍO JÚCAR




Geología

Predominan los terrenos de naturalezacalcárea, existiendo algunas zonas decarácter sedimentario o margoso, ymás raramente silíceo. El Júcar naceen los Montes Universales. El tramobajo o zona costera, está constituidapor llanuras litorales que sonconocidas comúnmente como“planas”. El principal afluente es elCabriel, con una cuenca de 4754 km2

y una longitud de 262 km.

Población

La población en la cuenca del Júcar esde 4127563 habitantes, a los que hayque añadir unos 700000 habitantes-equivalentes debido al turismo,fundamentalmente en la ComunidadValenciana.

Clima

En la cabecera la temperatura mediaanual es de unos 12 °C con unaprecipitación media anual de entre500 y 600 mm. Por el contrario en eltramo bajo, la temperatura mediaanuales de 17.6 °C y la precipitaciónmedia anual entre 400 y 500 mm.El estiaje acentuado en toda la cuencajunto con intensos períodos lluviososo tormentosos, provoca un régimentorrencial con fuertes crecidaspuntuales.

Usos principales

El uso agrícola ocupa una superficietotal de 1800000 ha, de las cuales,cerca de 400000 ha. están dedicadas alos cultivos de regadío y situadas en lafachada litoral y meseta manchega.Son importantes también el sectorindustrial y el de servicios, propiciadapor las actividades turísticas.

Vegetación

La vegetación en las cabeceras de losprincipales ríos se halla muy bienconservada, siendo dominantes lasformaciones de pinares, encinares ysabinas. Los tramos medios y bajosestán muy alterados por los usosagrícolas, permaneciendo manchasrelícticas de vegetación natural deencinares y carrascales con lentisco y brezos.


La cuenca del Júcar tiene12 embalses, algunos de ellos de grancapacidad (Alarcón, Contreras, Tous),que además de reducir sus caudalesgeneran fuertes oscilaciones en losmismos. Debido al intenso usoagrícola de la cuenca, numerosostramos están alterados por obras deencauzamiento y canales, así comopor vertidos contaminantes.


CUENCA DEL RÍO SEGURA


Superficie: l9525 km2


Geología

En zonas de baja altitud predominanmargas y algunas áreas volcánicascalcitas y dolomías son las rocaspredominantes en las cabecerasmontañosas. Los suelos son blandos,calcáreos y fácilmente erosionables.El relieve de la cuenca es abrupto eirregular, alternando importanteselevaciones frente a ampliasdepresiones. Algunas ramblas circulanpor materiales ricos en sales comomargas del Mioceno (margas delKeuper) o yesos, por lo que susalinidad es naturalmente elevada.

Población

Núcleos urbanos importantes en lostramos medios y bajos del eje de losríos Segura, Guadalentín, Mula, Argosy Quipar. Incremento temporal de lapoblación en el período estival en eltramo bajo.

Clima

El clima es húmedo en las montañasdel NW y semiárido en el resto. Laprecipitación va desde los 250 mm enlas zonas más secas (concentrados encortos episodios torrenciales) hastalos 1200 mm anuales en las zonas máshúmedas. Respecto a la temperatura,la media anual oscila entre 15 °C y20 °C según el área geográfica.

Usos principales

Los usos principales son agrícolas concultivos de regadíos y zonasindustriales asociadas a la producciónde productos hortofrutícolas.Industria de curtidos en elGuadalentín.

Vegetación

La vegetación de la cuenca secompone de diversas unidadesdependiendo del tipo bioclimático.Los bosques y formaciones arbóreasestán representados por pinares(favorecidos por el hombre) ycarrascales. Los pastizales secomponen fundamentalmente deespartales. También son abundanteslas formaciones de matorral con pinary sabinar. Por último, dunas ysaladares son en su mayor partelitorales, pero también están presentesen zonas del interior con suelossalinos.


La hidrología alterada por más de30 embalses y diques de contenciónpara avenidas. Obras deencauzamiento (tramos medios ybajos), y extracción de caudales pararegadío. Trasvase Tajo-Segura.Expansión urbana, vertidos orgánicosde las industrias conserveras,contaminación difusa procedente delos regadíos intensivos y vertidosde núcleos urbanos.


CUENCA DEL RÍO AGUAS


Superficie: 590 km2


Geología

La cuenca se sitúa sobre una cubetaneógena con materialespredominantemente margosos aunqueen la zona más septentrional aparecenmármoles triásicos (complejoAlpujárride). Existen sistemaskársticos de origen carbonatado yevaporítico. Los primeros se asocian alos afloramientos alpujárrides y lossegundos son de importancia mundialy constituyen el Karst de yesos deSorbas que se encuentra protegidobajo la figura de Paraje Natural.

Población

La población en la cuenca es de unos17000 hab. fundamentalmenteconcentradas en las zonas turísticascosteras (Mojacar y Garrucha,12004 hab.). La actividad turística,por tanto, es intensa en la zona dedesembocadura (Mojacar y Garrucha).

Clima

El clima es mediterráneo subdesérticocon precipitaciones anuales inferioresa 300 mm y Ta media anual 17-21 °C

Usos principales

La actividad minera es intensa sobretodo en la zona de la cabecera. Seexplota el yeso, que se encuentra enestado muy puro y por esto laprovincia de Almería se sitúa entre lasprincipales productoras de yeso de lapenínsula.

Vegetación

Un 83% de su superficie se encuentracubierta por vegetación natural deporte arbustivo y cerca del 16 % sededica a la agricultura de secano.


Actividad minera.


CUENCA DEL RÍO ALMANZORA




Geología

Naturaleza silícea en las cumbres, conun núcleo que aflora en zonas demedia-baja montaña conmicaesquistos paleozoicos, mármolestriásicos, rocas carboníticas, calizas ydolomías. Tramos medios y bajossobre materiales principalmentesedimentarios. En toda la cuenca delAlmanzora los sistemas Karsticos sonabundantes y se encuentran asociadosa los afloramientos alpujárrides.

Población

Más de 70000 hab. viven en lacuenca, principalmente en la zona dela desembocadura, en los municipiosde Cuevas (9584 hab.) y Huercal-Overa (13 870 hab.), y en la “comarcadel Mármol”, en los municipios deOlula (6008 hab.) y Macael(5861 hab.). La cuenca tiene unadensidad de población de33.04 hab/km2

Clima

El clima es Continental mediterráneoy mediterráneo subdesértico.El primero se da en la zona másmontana de la cuenca del ríoAlmanzora (Sierra de los Filabres),con precipitaciones anuales queoscilan 300-600 mm y una T mediaanual del 3-15 °C. El segundo,mediterráneo subdesértico, seencuentra en los tramos medios ybajos de la cuenca, conprecipitaciones anuales inferioresa 300 mm y una T media anual de 17-21 °C

Usos principales

Agricultura (29% de su superficie)principalmente de secano. Agriculturaextensiva bajo plástico reciente en ellevante de Almería, se restringe a lazona de la desembocadura del río.Actividad minera muy intensa sobretodo en el tramo medio del río(“Comarca del Mármol”), con mineríano metálica y de obtención deproductos de cantera.

Vegetación

La cuenca está dominada porvegetación serial, principalmentematorral arbustivo y herbáceo (59 %)y repoblaciones de coníferas en laszonas montanas (12%).


Embalse de Cuevas de Almanzora(presa de 118 m de altura ysuperficie de 573 ha), con una cuencareceptora de 2122 km2, destinado ariego y abastecimiento, regula lacasi totalidad de la cuenca afectandototalmente al tramo bajo de la misma.


CUENCA DEL RÍO ADRA



Nacimiento cauce principal: 2060 m altitudLongitud cauce principal: 46.7 km

Geología

En su mayoría la cuenca es denaturaleza silícea, localizándose zonascalcáreas (calcoesquistos) en lostramos medios y terrenos de tiposedimentario en su tramo bajo.Las Fuentes de Marbella son unasurgencia de gran caudal de aguasinfiltradas en un macizo cárstico,bastante mineralizadas respecto alresto de la cuenca, que se unen a lasescasas aguas que bajan por el cauceprincipal, aguas abajo del embalse deBeninar. En su desembocadura, el ríoforma un delta donde se localizan lasalbuferas de Adra, de gran interésecológico y geomorfológico.

Población

La población ha aumentado en lasúltimas décadas en la zona del tramobajo a causa del incremento de laactividad agrícola de los invernaderos.

Clima

Las precipitaciones son muy escasas,con valores medios anuales inferioresa 200 mm, aunque se producen deforma torrencial. La insolación esmuy elevada provocando una fuertexericidad estival.

Usos principales

La actividad principal de la cuencaes la agricultura de regadío,destacando por su importanciaeconómica los cultivos eninvernadero.

Vegetación

Predomina un matorral serialmezclado con tomillares nitrófilos.Son matorrales fruticosos, muyalterados, que no superan los 50 cm.de altura y con coberturas inferiores al60-70 %, muy pobres en especies.Hay zonas que han sido aterrazadas yrepobladas durante la ejecución de lasobras del embalse de Beninar, aunquesin éxito. También hay encinas(Quercus rotundifolia) representadasolamente por algunas manchas dematorral serial. También hay cultivosde distinta índole.


Vertidos a lo largo del eje principal.A partir del tramo medio, regulaciónpor el embalse de Beninar (70 hm3).El agua que circula en el tramo bajoes la procedente de la surgencia unidaa todos los desagües de cientos deinvernaderos de cultivos hidropónicos.


CUENCA DEL RÍO GUADALFEO



Nacimiento cauce principal: 2980 m altitudLongitud cauce principal: 56.8 km

Geología

Predominan los materiales silíceos(72.8 %) frente a los calcáreos(23.1 %). El río Guadalfeo discurre E-O, formándose con los caudalesprocedentes de los ríos Poqueira yTrevélez y posteriormente con lasaguas del río Cádiar. Atraviesa laparte meridional del valle de Orgivay desemboca en el Mediterráneo,entre Salobrena y Motril. Constituyela arteria fluvial más importante deLa Alpujarra.

Población

La población ha aumentado en lasúltimas décadas en la zona del tramobajo a causa del incremento de laactividad agrícola de los invernaderos.

Clima

Las precipitaciones son muy escasas,con valores medios anuales inferioresa 200 mm, aunque se producen deforma torrencial. La insolación, esmuy elevada provocando una fuertexericidad estival.

Usos principales

La actividad principal de la cuencaes la agricultura. Existen cultivos eninvernadero en algunas zonas de lacuenca.

Vegetación

Predomina un matorral serialmezclado con tomillares nitrófilos.Son matorrales fruticosos, muyalterados, que no superan los 50 cm.de altura y con coberturas inferiores al60-70 %, muy pobres en especies.Zonas aterrazadas y repobladasdurante las obras del embalse deBenínar, aunque sin éxito. Tambiénhay encinas (Quercus rotundifolia)representada solamente por algunasmanchas de matorral serial. Tambiénhay cultivos de distinta índole.


La construcción de la presa de Rules(118 hm3) provoca elevadasconcentraciones de sólidos ensuspensión. Numerosos vertidosurbanos de pequeñas poblacionesen toda la cuenca. Son frecuenteslas extracciones de agua, llegándosea secar algunos cauces.

INTRODUCCIÓN

Las características hidroquímicas de los cursosfluviales vienen determinadas, en general, porlas variables ambientales de la cuenca: climato-

logía, geología, vegetación y actividades huma-nas. De todas ellas, son el clima y la geologíalas características ambientales naturales quequizás más influyan en la estructura y funciona-miento de los ecosistemas fluviales. La compo-

Calidad de las aguas de los ríos mediterráneos del proyectoGUADALMED. Características físico-químicas.

Manuel Toro1, Santiago Robles1, Juan Avilés1, Carlos Nuño1, Soledad Vivas2, Núria Bonada3, Narcís Prat3, Javier Alba-Tercedor4, Jesús Casas2, Cristina Guerrero5, Pablo Jáimez-Cuéllar4, José Luis Moreno5, Gabriel Moyá6, Guillem Ramon6, Mª Luisa Suárez5, Mª Rosario Vidal-Abarca5, Maruxa Álvarez7 e Isabel Pardo7

1CEDEX. División de Ecología de los Sistemas Acuáticos Continentales. Paseo Bajo Virgen del Puerto, 3.28005 Madrid.2Departamento de Biología Vegetal y Ecología. Universidad de Almería. Cañada de San Urbano, s/n. 04120 Almería.3Departament d’Ecologia. Universitat de Barcelona. Diagonal, 645. 08028 Barcelona.4Departamento de Biología Animal y Ecología. Universidad de Granada. Campus Universitario deFuentenueva. 18071 Granada.5Departamento de Ecología e Hidrología. Universidad de Murcia. Campus de Espinardo. 30100 Murcia.6Departament de Biologia. Universitat de les Illes Balears. Crta. Valldemosa, km. 7.5. 07071 Palma de Mallorca.7Área de Ecología. Universidad de Vigo. Campus Lagoas-Marcosende. 36200 Vigo.

RESUMEN

Dentro de los objetivos principales del proyecto GUADALMED, se encuentra la caracterización hidroquímica de los ríos medi-terráneos incluidos en el estudio. Las 157 estaciones de muestreo del proyecto están distribuidas en cuencas con superficies ycaracterísticas ambientales muy diversas. Ciertos factores como la geología, la vegetación de la cuenca, la temporalidad o elrégimen natural de caudales, van a ser determinantes, como factores naturales, de la composición química de las aguas, condi-cionando la distribución de la biota o las características de la vegetación de ribera. Otros factores no naturales, como la contami-nación directa o difusa, o la regulación de los caudales por los embalses, son decisivos para la clasificación de los tramos fluvia-les donde se localizan las estaciones de muestreo como naturales o muy modificados en base a la calidad de sus aguas.En este trabajo se estudian los parámetros físico-químicos que caracterizan a los ríos estudiados, sus rangos de variación y lasvariables que más influyen en la calidad de sus aguas.

Palabras clave: físico-química, calidad del agua, río mediterráneo, Península Ibérica.

ABSTRACT

One of the objectives of the GUADALMED project was the physico-chemical characterization of Mediterranean rivers. The157 sampling sites included in the project were located in watersheds of different geographical areas and environmental con-ditions. Natural factors such as geology, vegetation in the catchment, temporality or flow regime, strongly determine waterchemistry, affecting the distribution of biota or riparian vegetation characteristics. Point and diffuse pollution, and flow regu-lation with reservoirs, may play an important role during the classification of river stretches as sampling sites which are con-sidered natural or very modified by human activity, on the basis of their water quality.Physico-chemical variables and their ranges of fluctuation, plus variables potentially influencing water quality werealso examined.

Keywords: physical-chemical characteristics, Mediterranean rivers, water quality, Iberian Peninsula.

63


sición química del agua de un río va a venirdeterminada por varios factores concretos: lacomposición y la cantidad de precipitacióncaída en la cuenca, la geología de la cuenca y lasolubilidad de las rocas o materiales, los suelos,la vegetación terrestre, los procesos de evapora-ción, los procesos biológicos y, finalmente, lacontaminación o vertidos de origen humano. Laimportancia de cada uno de estos factores frenteal resto y la magnitud con que van a afectar a lascaracterísticas finales del medio acuático, sonlas que van a determinar el tipo de ecosistemafrente al que nos hallemos.

Las zonas de clima mediterráneo y sus carac-terísticas ambientales han sido descritas y delimi-tadas con precisión a escala mundial por numero-sos autores (Köppen & Geiger, 1936; Trewartha,1961; Lulla, 1987; Strahler & Strahler, 1989). Supeculiaridad desde el punto de vista de la conver-gencia de las comunidades biológicas que enellas se desarrollan, también ha sido puesta demanifiesto en diversos trabajos; sin embargo,entre estos estudios son escasos los referentes alos sistemas acuáticos fluviales (Gasith & Resh,1999), que ofrezcan una visión global y sintetiza-dora de la estructura, funcionamiento y dinámicacomún a todos ellos en las diferentes zonas delglobo. En este sentido, la caracterización hidro-química de estos ambientes tan fluctuantes y surelación con los factores ambientales que ladeterminan, como base para un mejor entendi-miento de las comunidades y procesos biológicosexistentes, ha de ser prioritaria en los estudios deecología fluvial a desarrollar.

En la Península Ibérica, son varias las cuencasfluviales que vierten al mar Mediterráneo, consuperficies y características ambientales muydiversas y tan dispares como puedan ser la delEbro frente a la del Segura. El describir unascaracterísticas hidroquímicas que permitan sin-gularizar las cuencas ibéricas de ambientes típi-camente mediterráneos, así como valorar la cali-dad físico-química de sus aguas, es uno de losobjetivos del proyecto GUADALMED. Dentro deestas cuencas de tipo mediterráneo en laPenínsula Ibérica, encontramos un gradiente cli-mático-hidrológico claramente evidente que

determina, en función del régimen hídrico, variosgrupos de sistemas fluviales (Robles et al., estevolumen). Cabe esperar a priori unas caracterís-ticas hidroquímicas diferentes para cada uno deestos tipos de sistemas fluviales mediterráneos.La singularidad de los sistemas enmarcados enambientes áridos o semiáridos, con unas caracte-rísticas ecológicas fluctuantes en función de lossucesos de sequías y avenidas, ha sido puesta demanifiesto por diversos autores en algunas cuen-cas del sur y sureste español (Ortega et al., 1988;Moreno et al., 1995; Maltchik et al., 1998), dife-renciándose varias fases hidrológicas de caracte-rísticas hidroquímicas muy marcadas (Mollá,1994; Vidal-Abarca et al., 2000).

Uno de los enfoques de este trabajo, respondea los requerimientos implícitos en la DirectivaMarco del Agua (DMA) (D.O.C.E., 2000). En suAnexo II, punto 1.3, sobre el establecimiento delas condiciones de referencia específicas paracada tipo ecológico, dentro de los tipos de masasde agua superficiales dicta la obligatoriedad deestablecer, entre otros, las condiciones hidromor-fológicas y físico-químicas específicas del tipoen un muy buen estado ecológico según lo esta-blecido en el Anexo V. Es decir, una situacióncon un régimen hidromorfológico y físico-quí-mico que soporte un funcionamiento del ecosis-tema saludable y con una biodiversidad natural.En los indicadores de calidad para la clasifica-ción del estado ecológico de los ríos (Anexo V,1.1.1. de la DMA) se establecen, entre otros, loshidromorfológicos (incluyen el caudal) y los físi-co-químicos (temperatura, oxígeno disuelto, sali-nidad, acidificación, nutrientes). Los requeri-mientos de cada indicador para cumplir losrequisitos de una masa de agua en un muy buenestado ecológico están claramente definidos enel anexo V de la DMA (D.O.C.E., 2000).

Con este enfoque, el objetivo principal deeste trabajo se enmarca dentro del proyectoGUADALMED (El estado ecológico de los ríosmediterráneos), y comprende el estudio de lasvariaciones espaciales y temporales de las varia-bles hidrológicas y físico-químicas en los ríosmediterráneos ibéricos así como su relación conlas variables ambientales de las cuencas fluvia-

64 Manuel Toro et al.

les, precisando cuales de ellas determinan ladinámica y la singularidad de todas las cuencasestudiadas, juntas y por separado. Para poderdefinir las características naturales de estasvariaciones espacio-temporales, el estudio se hacentrado con mayor énfasis en los ríos y/o esta-ciones de referencia, que presentan unas condi-ciones ambientales prístinas o muy poco altera-das por la actividad humana (Bonada et al., estevolumen). A partir de los resultados obtenidos,se propone una tipología básica para los ríos delas cuencas mediterráneas ibéricas basada en lascaracterísticas hidroquímicas estudiadas.

ÁREA DE ESTUDIO

El proyecto GUADALMED abarca 12 cuencasfluviales ibéricas de la vertiente mediterránea,seleccionándose para el estudio 65 cursos fluvia-les de diversos órdenes, en los que se han estable-cido 157 estaciones de muestreo (Robles et al.,este volumen). La variabilidad climática, altitudi-nal y geológica en las cuencas estudiadas presen-ta extremos climáticos o altitudinales tan dispa-res como las cuencas áridas del surestealmeriense o murciano frente a las montañosasy húmedas de las cabeceras del Júcar enlos Montes Universales o del Llobregat en losPirineos. También la geología varía notablementeincluso dentro de una misma cuenca. La precipi-tación es uno de los factores más peculiares delárea de estudio, ya que de ella depende en granmedida el carácter permanente o temporal de loscursos de agua. La irregularidad de este fenóme-no atmosférico es más patente en las zonas másáridas de las cuencas del sur. En las cuencas deríos permanentes y de mayor caudal (Júcar, Turia,Llobregat), las condiciones naturales del medioacuático se ven fuertemente alteradas por la pre-sencia de embalses, algunos de gran tamaño(Embalses de Contreras y Tous), y por las detrac-ciones de caudal para riegos o abastecimientos(ríos Segura y Júcar). En Robles et al. (este volu-men), se describen con más detalles las condicio-nes ambientales y principales impactos de lascuencas estudiadas.

METODOLOGÍA

La selección de los ríos y estaciones de muestreo,se llevó a cabo para cada cuenca por los diferentesgrupos de trabajo en función de varios criterios derepresentatividad, accesibilidad y grado de con-servación. Las estaciones de referencia, un míni-mo de 5 por cuenca, se seleccionaron según loscriterios descritos en Bonada et al. (este volu-men). Los muestreos se realizaron estacionalmen-te durante dos años, desde la primavera de 1999hasta el otoño de 2000, con un total de 7 campa-ñas. En cada punto de muestreo se obtuvierondatos de las variables hidroquímicas recogidas enla Tabla 1, donde se detallan las metodologíasempleadas por los diferentes grupos participantes.El caudal y el régimen hidrológico se estudian enRobles et al. (este volumen) donde se realiza unanálisis y descripción detallada de los aspectoshidrológicos de los ríos estudiados. Con la infor-mación obtenida se llevaron a cabo diversos análi-sis estadísticos, después de realizar la normaliza-ción de los datos y la eliminación de aquellosmuestreos de estaciones donde se produjo la faltade algún dato o parámetro medido.

RESULTADOS

Régimen térmico

Los sistemas fluviales muestran generalmente,frente a otros sistemas acuáticos como los lagos,notables fluctuaciones diarias en la temperaturadel agua debido a su menor profundidad e iner-cia térmica (Margalef, 1983). Cabe esperar tam-bién una relación inversa entre la temperaturamedia y la altitud del tramo considerado. Lazona de estudio del proyecto GUADALMEDabarca un amplio rango de altitudes en sus esta-ciones de muestreo, desde el nivel del mar hasta1860 m en la vertiente sur de Sierra Nevada. Elcontraste térmico entre la estación estival y elinvierno también se ve reflejado en el rango delas fluctuaciones anuales de la temperatura delagua. La figura 1 muestra la temperatura mediade las estaciones de muestreo y su rango de

Características físico-químicas de los ríos del proyecto GUADALMED 65

variación, definido como la diferencia entre elvalor máximo y mínimo encontrados en losmuestreos, durante el período de estudio frentea la altitud de las mismas. Se observa un aumen-

to de la temperatura media a medida que se des-ciende en altitud, con valores en torno a los10 ºC en las estaciones de mayor altitud, frente alos 20 ºC de temperatura media en las estacio-


Tabla 1. Variables hidroquímicas estudiadas y metodologías de análisis. Studied hydrochemical variables and analytical methodologies.

Parámetro Unidad Métodos utilizados Límite detección / rango

pH Electroquímico: WTW pH 330, Hanna pHmetroPortatil HI 8314, NEURTEK pH, Crison

Conductividad µS/cm 25º Célula conductimétrica: WTW LF 340, Hanna Conductimetro Portatil HI 8733, YSI-33

Oxígeno disuelto mg/l de oxígeno Electroquímico WTW Oxi 320 / 340 > 0.1 mg/ldisuelto Winkler, 1988

Temperatura ºC Sonda electrométrica: WTW, Hanna, mercurio.Sólidos mg/l Filtración fibra de vidrio GF/C. APHA, 1992suspensión Gravimétrico. AFNOR T90-105.Sulfatos mg/l SO4

= Turbidimétrico. APHA, 1992 > 1 mg/lFotometría LASA Aqua de cubetas test 40 – 150 mg/lCromatografía iónica. Stand. Methd. 19th ed. 4110 C.

Cloruros mg/l Cl– Argentométrico. APHA, 1992 > 1 mg/lFotometría LASA Aqua de cubetas test 1 – 70 mg/lCromatografía iónica. Stand. Methd. 19th ed. 4110 C.

Amonio mg/l NH4+ Fotometría “sensor array” LASA 20 de cubetas test 0.02 – 2.50 mg/l

Espectrofotométrico: Método del azul de Indofenol > 2 µg/lElectrométrico, electrodo selectivo. Stand. Methd.19th. ed. 4500-NH3 F.

Nitritos mg/l NO2 -N Fotometría “sensor array” LASA 20 de cubetas test 0.015 – 0.6 mg/l / 0.05-2.0 mg/lEspectrofotometrico: Método de la Sulfanilamida > 0.5 µg/l(Método de Shinn) 0.01 –1 mg /lReducción de Cadmio. APHA, 1992.

Nitratos mg/l NO3 -N Fotometría “sensor array” LASA 20 de cubetas test 0.23 – 13.50 mg/l / 1 – 60 mg/lEspectrofotométrico: Método del Salicilato sódico > 30 µg/lReducción de Cadmio. APHA, 1992. 0.01 –1 mg/lCromatografía iónica. Stand. Methd. 19th ed. 4110 C.

Fosfatos mg/l PO4-P Automatizado de reducción del Ac. Ascórbico. > 0.01 mg/lAPHA, 1992. Espectrofotométrico:: Método del azul > 10 µg/lde Molibdeno. Fotometría LASA Aqua de cubetas 0.15 – 4.5 mg/ltest. Colorimetria, reducción del Ac. Ascórbico > 3 µg/lAPHA, 1992 Cromatografía iónica. Stand. Methd. 19th ed. 4110 C.

Alcalinidad meq/l Titulación colorimétrica. APHA, 1992 > 0.1 meq/lCaudal l/seg Medidor de velocidad de flujo SIGMA PVM 3872 > 0.01 m/seg

Medidor de velocidad de flujo GLOBAL WATER® > 0.03 m/segMedido de velocidad MiniAir.Molinete electromagnético M 201D

nes situadas cerca del nivel del mar. El rango devariación de la temperatura a lo largo del añorefleja una tendencia general ligeramente rela-cionada con la altitud, aumentando el rango sen-siblemente según descendemos en altitud, aun-que la variabilidad es muy elevada en todas lasaltitudes, con estaciones que apenas varían sutemperatura durante todo el año y otras quealcanzan rangos de variación superiores a 20 ºCa lo largo del año y en altitudes tanto muy bajascomo elevadas. El bajo caudal y profundidad dealgunas estaciones durante los meses de mayorinsolación (especialmente en las cuencas delSur), puede suponer un aumento de las tempera-turas del agua por encima de los 30 ºC. La pre-sencia de grandes embalses en los cursos fluvia-les es uno de los factores de mayor impacto en

el régimen natural de temperaturas en los ríosde climas templados (Allan, 1995). Estosembalses de gran profundidad (> 50 m), conuna marcada estratificación estival, presentanun hipolimnion con aguas mucho más frías quelas circulantes por el curso fluvial, pudiendoafectar notablemente al régimen térmico del ríoen el caso de desembalsar por los desagües defondo. Durante los muestreos realizados no seha detectado este problema, al menos en algu-nos de los grandes embalses de cuencas como elJúcar: en los veranos de 1999 y 2000, las dife-rencias de temperatura entre la superficie de losembalses de Tous y Alarcón, y el río Júcar aguasabajo de los mismos era inferior a 2 ºC, siendoesta diferencia superior a 10 ºC entre el hipo-limnion y el agua del río. No se ha detectado por


Figura 1. Temperaturas medias (ºC) y rangos de variación en las estaciones estudiadas. Mean temperature (ºC) and their ranges ofvariation in sampling sites.

tanto, durante las campañas de muestreo, unimpacto negativo importante en la temperaturade las aguas de los ríos de los que se disponía dela información relativa a los embalses situadosaguas arriba.

Oxígeno disuelto

La concentración de oxígeno disuelto en el aguade los ríos va a depender principalmente de laaltitud, la temperatura y los procesos de produc-ción primaria y descomposición de la materiaorgánica. En general, la menor presión de oxí-geno existente a grandes altitudes se compensacon temperaturas medias más bajas y viceversa,por lo que estos factores no son adecuados paradiferenciar grupos o tipos de estaciones en fun-ción de la concentración de oxígeno disuelto. Lafigura 2 refleja claramente una constancia enlos valores medios de oxígeno disuelto (en torno

a 10 mg/l O2) en todo el rango de altitudes delas estaciones. Sin embargo, los rangos de varia-ción de este parámetro sí muestran una ligeratendencia al aumento según disminuye la altitudde las estaciones. Como ya ha sido descrito porotros autores (Margalef, 1983), las mayoresfluctuaciones (hasta 16 unidades de mg/l O2) seproducen en tramos sometidos a una mayor con-taminación y con una densidad importante devegetación acuática, condiciones que general-mente se dan en los tramos medios y bajos delos ríos estudiados. Un ejemplo claro de ello esla estación Júcar-9, próxima a su desembocadu-ra y con un elevado grado de contaminación,donde se han medido valores de O2 disueltomínimos de 0.32 mg/l y máximos cercanos a20 mg/l. No obstante, algunas estaciones situa-das en tramos medios o altos de cuencas muymineralizadas (de naturaleza calcárea), con unanotable densidad de vegetación acuática y


Figura 2. Rango de variación de los valores de oxígeno disuelto (mg/l) en las estaciones de muestreo y su relación con la altitud.Ranges of variation in dissolved oxygen (mg/l) in sampling sites and relationship with altitude above sea level.

ausencia de contaminación orgánica, presentantambién rangos de variación elevados (> 10 uni-dades). Los niveles de saturación de oxígeno,exceptuando las estaciones con problemas decontaminación o aquellas de cursos intermiten-tes o fuerte temporalidad, se mantienen en valo-res altos cercanos a la saturación (el 70 % de lasestaciones presenta valores ≥ 90 % de oxígenodisuelto durante todo el año) en la mayoría delos ríos estudiados.

Sólidos en suspensión

La concentración de sólidos en suspensión a lolargo del curso fluvial de una cuenca puede evi-denciar varios factores de alteración de las con-diciones naturales de la misma. Por un lado, losprocesos de erosión naturales se ven incremen-tados notablemente por diferentes causas de ori-gen humano que provocan la falta de protecciónde los suelos, lo que ocasiona grandes arrastresde materiales por escorrentía superficial en losfenómenos de fuertes precipitaciones. Por otrolado, la regulación de los cursos fluviales por laconstrucción de embalses, impide el transporte

natural de los materiales en suspensión desde lacabecera a las desembocaduras, quedando rete-nidos estos materiales en las cubetas de losembalses y afectando no sólo a la dinámica delpropio ecosistema fluvial, sino también a losecosistemas litorales y estuarios cuya existenciadepende de los materiales aportados por lascuencas fluviales.

Las concentraciones de sólidos en suspen-sión, en la mayor parte de las estaciones demuestreo, varía desde valores cercanos a 0 mg/lhasta 80 mg/l (Fig. 3). Un pequeño número deestaciones ha superado en alguna ocasión los100 mg/l, llegando incluso a los 1000 mg/l.

Posteriormente a las grandes avenidas o fuer-tes lluvias torrenciales en las cuencas, se produ-ce un notable incremento en la concentración desólidos en suspensión. Esta correlación elevadaentre caudal y sólidos en suspensión (Sabater etal., 1993), ha sido estudiada con detalle en unarambla del SE peninsular (Ortega et al., 1988)durante 10 días posteriores a una fuerte riada,como consecuencia de los procesos de erosióndel substrato superficial en la cuenca por lafuerte escorrentía generada. En la zona de estu-


Figura 3. Distribución de las estaciones de muestreo según los valores medios, máximos y mínimos de sólidos en suspensión(mg/l). Distribution of sampling sites according to mean, maximum and minimum concentration of suspended solids (mg/l).

dio del proyecto GUADALMED, han podidoregistrarse localmente los efectos de fuertes pre-cipitaciones en la concentración de sólidos ensuspensión pocas horas después del fenómenoatmosférico, en algunas estaciones de las cuen-cas del Pollença, Soller, Turia y Júcar. En algu-nas de estas estaciones de muestreo se alcanza-ron valores superiores a 1000 mg/l en unaspocas horas después de las fuertes lluvias.

Mineralización de las aguas

El grado de mineralización de las aguas en lascuencas mediterráneas está muy relacionado conla geología y los suelos de las cuencas. En gene-ral, aunque la superficie de cuenca drenada, o ensu caso, la distancia al origen del río, provoca unamayor concentración de sales disueltas en lasaguas y una estabilización de la composición quí-mica de las aguas (Margalef, 1983), la disconti-nuidad hídrica espacial en algunos ríos deambientes áridos o semiáridos puede dificultaresa estabilidad química progresiva (Vidal-Abarca,1990; Mollá, 1994). Aunque otros factores comola vegetación de la cuenca, los usos del terreno ylos vertidos contaminantes influyen en los valoresde conductividad de las aguas. La presencia demateriales muy solubles en algunas cuencasincrementan el grado de mineralización de las

aguas notablemente. Un caso claro de ello son lasestaciones de la cuenca del Segura donde en 5 desus estaciones las aguas muestran conductivida-des entre 103 y 104 µS/cm, de forma natural. El66% de las estaciones de esta cuenca son de refe-rencia, con un grado de alteración mínimo, y sinembargo en esta cuenca se localizan las estacio-nes con mayores valores de conductividad, enramblas de carácter hipersalino, debido a causasnaturales de solubilidad del substrato (terrenosmargosos), alta evaporación y escasas precipita-ciones existentes. En estaciones de las cuencas delos ríos Aguas y Almanzora la conductividadalcanza también valores elevados, superiores a5000 µS/cm. La figura 4 muestra la distribuciónde las estaciones de muestreo en función de laconductividad media durante el período de estu-dio. El 25 % del total de las estaciones presentanconductividades medias superiores a 1250 µS/cm,y un 50 % superior a 500 µS/cm, lo que indica unelevado grado de mineralización general de todaslas cuencas respecto al resto de las cuencas de laPenínsula Ibérica, donde la conductividad mediase sitúa generalmente con valores inferiores a los500 µS/cm en condiciones naturales sin contami-nación (CEDEX, 1989-2001). La relación directaentre la conductividad y la concentración de sul-fatos y cloruros en el agua de una de las cuencasestudiadas de mayor tamaño, el Júcar (Fig. 5),


Figura 4. Distribución de las estaciones de muestreo en función de la conductividad media (µS/cm 25º). Distribution of samplingsites according to mean conductivity (µS/cm 25º).

refleja claramente la dependencia de este paráme-tro de la geología y suelos de la cuenca, consta-tándose una tendencia al aumento de los valoresmedios de conductividad según nos acercamos alos tramos bajos. Esto se debe principalmente a lamayor superficie lavada de cuenca y a la solubili-dad de los terrenos de la misma, aunque la mayorcontaminación de las aguas existente en los tra-mos bajos también contribuye a los valores másaltos de estos parámetros. En otras cuencas, comola del Segura, los valores elevados de conductivi-

dad se deben a una presencia natural de iones ynutrientes (nitratos principalmente) muy eleva-dos, de origen natural, existiendo una relacióndirecta entre la proporción de sustratos solubles(calcáreos + sedimentarios-margas) y los valoresde conductividad. En las cabeceras de montaña(Júcar, Adra y Almanzora) o cuencas con pre-dominio de substratos ácidos o silíceos(Guadalfeo), los valores de conductividad soninferiores (< 150 µS/cm).

Alcalinidad / pH

Las aguas de las cuencas mediterráneas ibéricas,debido a la predominancia de substratos geológi-cos de naturaleza básica o sedimentaria, son decarácter básico (MIMAM, 2000), presentandouna importante reserva alcalina a causa de la solu-bilidad de las rocas y materiales de las cuencas.La mayoría de las estaciones estudiadas presentanvalores de pH entre 7.5 y 8.6, con un valor mediode 8.3 (Fig. 6). En algunos casos de tramos muycontaminados en cuencas como el Almanzora, elBesós o el Llobregat, los valores de pH son supe-riores a 9. La distribución de la alcalinidad seencuentra muy relacionada con el pH, estando losvalores medios de la mayoría de las estaciones


Figura 5. Mineralización de las aguas de las estaciones de la cuenca del Júcar en relación con la concentración de cloruros y sul-fatos (mg/l), de la conductividad (µS/cm 25º) y de su distancia al mar. Total mineral content of water in sampling sites of the riverJúcar basin against sulphate and chloride concentrations (mg/l), conductivity (µS/cm 25º) and distance to the sea.

Figura 6. Distribución de las estaciones estudiadas en rangosde valores medios de pH. Distribution of sampling sites inclasses of mean pH value.

entre 3 y 6 meq/l (Fig. 7). En este sentido, al seraguas muy alcalinas en general, presentan unaalta capacidad de tamponamiento, y por tantoamortiguan mejor los posibles impactos produci-dos por vertidos o agentes contaminantes. A pesarde ello, algunas estaciones muy contaminadas delos ríos Aguas y Almanzora muestran valoressuperiores a la media (> 9 meq/l).

Nutrientes

Los datos obtenidos en el análisis de las diferen-tes formas de los compuestos de N y P reflejacomo los nitratos (N-NO3

-) son la forma másrelacionada con la naturaleza química de lascuencas. Los valores elevados de N-NO3

- deforma natural, encontrados en algunos puntos


Figura 7. Distribución de las estaciones estudiadas en rangosde valores medios de alcalinidad (meq/l). Distribution of sam-pling sites in classes of mean alkalinity (meq/l).

Figura 8. Relación entre las diferentes formas de nutrientes (NH4+, NO2

-, NO3-, PO4

=) (mg/l) y la concentración de oxígenodisuelto (mg/l), diferenciando las estaciones de caudal permanente y las de caudal intermitente o temporal. Relationship betweendifferent nutrient compounds (NH4

+, NO2-, NO3

-, PO4=) (mg/l) and dissolved oxygen concentration (mg/l), shown separately for

sampling sites with permanent and with temporary sites.

de muestreo, ya han sido puesto de manifiestopor Vidal-Abarca et al. (2000) en una cuencasemiárida del SE peninsular, con predominio demateriales margosos y ricos en rocas evaporíti-cas. Su concentración y distribución espacial ytemporal en los diferentes ríos estudiados, noguarda una relación muy directa con el grado decontaminación de las aguas, encontrándose losvalores más elevados en estaciones de ríos delas cuencas del Segura, Adra o Guadalfeo,donde otros parámetros indicadores de contami-nación (oxígeno disuelto bajo o amonio alto) nose relacionan directamente (Fig. 8). Por el con-trario, los valores de PRS (P-PO4

3–) y amonio(N-NH4

+) si indican claramente las estacionesque se encuentran más contaminadas en ríoscomo el Besós, Llobregat o Júcar (Fig. 8).

DISCUSIÓN

El análisis global de los parámetros físico-quí-micos de los ríos estudiados permite una clasi-

ficación de los mismos en función de su varia-ción espacial y temporal. Desde el punto devista espacial se observa como la naturalezadel substrato de las cuencas determina marca-damente la composición química de las aguas ysu reacción ante posibles alteraciones de lasmismas. En general, hay una serie de paráme-tros como son el oxígeno disuelto, el amonio,los fosfatos y, en menor medida, la conductivi-dad, que reflejan más fielmente las estacionessometidas a impactos o alteraciones de la cali-dad del agua. Por el contrario, otras variablescomo el pH, alcalinidad, cloruros y sulfatos, ylos nitratos, guardan una relación más directacon las condiciones naturales de las cuencas,viéndose menos alterados por los cambios en lacalidad del agua.

La figura 9 muestra una comparación de lavariación temporal de los parámetros físico-quí-micos estudiados, representándose los coefi-cientes de variación de las estaciones de mues-treo, separando las de régimen permanentefrente a las de régimen temporal o de caudal


Figura 9. Comparación de la variación temporal de los parámetros físico-químicos. Las cajas representan la distribución de loscoeficientes de variación (CV) de las estaciones de muestreo. La línea central de cada caja es la mediana y los límites exteriores decada caja son los percentiles (25%-75%). Los límites de las barras de error son los percentiles del 10 % y el 90%. Los parámetrosfísico-químicos se presentan en orden ascendente según su mediana. Seasonality of physico-chemical variables. Boxes representthe distribution of variation coefficients (CV) at sampling sites. The central line in each box is the median and the extreme limitsare percentiles (25%-75%). Limits of error bars are the 10 % and 90 % percentiles. Physico-chemical variables are shown inincreasing order according to median.

intermitente. El caudal se presenta como uno delos parámetros más fluctuantes en todas lasestaciones estudiadas, siendo una de las carac-terísticas más patentes de los ríos mediterráne-os. Asociado a este parámetro, se encuentranotros como los sólidos en suspensión y losnutrientes, ya que su concentración en las aguasva a depender mucho de los arrastres provoca-dos por las crecidas y las aguas de escorrentíaen las cuencas tras sucesos de fuertes precipita-ciones. Por el contrario, como ya se ha expuestoanteriormente, otras variables como el pH, alca-linidad, conductividad, oxígeno disuelto, tempe-ratura o la concentración de iones Cl– y SO4

=,muestran patrones de variación temporal muchomenores, siendo variables más constantes yrepresentativas de la tipología fisicoquímica delos ríos estudiados.

AGRADECIMIENTOS


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Ensayo de una tipología de las cuencas mediterráneas del proyecto GUADALMED siguiendo las directrices de la directivamarco del agua.

Núria Bonada1, Narcís Prat1, Antoni Munné1, Maria Rieradevall1, Javier Alba-Tercedor2,Maruxa Álvarez3, Juan Avilés4, Jesús Casas5, Pablo Jáimez-Cuéllar2, Andrés Mellado6,Gabriel Moyà7, Isabel Pardo3, Santiago Robles4, Guillem Ramon7, Mª Luisa Suárez6,Manuel Toro4, Mª Rosario Vidal-Abarca6, Soledad Vivas5 y Carmen Zamora-Muñoz2

1Departament d’Ecologia. Universitat de Barcelona. Diagonal, 645. 08028 Barcelona.2Departamento de Biología Animal y Ecología. Universidad de Granada. Campus Universitario deFuentenueva. 18071 Granada.3Área de Ecología. Universidad de Vigo. Campus Lagoas-Marcosende. 36200 Vigo.4CEDEX. División de Ecología de los Sistemas Acuáticos Continentales. Paseo Bajo Virgen del Puerto, 3.28005 Madrid.5Departamento de Biología Vegetal y Ecología. Universidad de Almería. Cañada de San Urbano, s/n. 04120Almería.6Departamento de Ecología e Hidrología. Universidad de Murcia. Campus de Espinardo. 30100 Murcia.7Departament de Biologia. Universitat de les Illes Balears. Crta. Valldemosa, km. 7.5. 07071 Palma deMallorca.

RESUMEN

Utilizando la propuesta de tipología de ríos de la Directiva Marco del Agua en su anexo 2 se realiza un ensayo tipológico delos puntos de muestreo del proyecto GUADALMED. Según el sistema A, se presentan 16 ecotipos, lo que se juzga pocoadecuado para la gestión de los mismos y sin una base ecológica que lo justifique. De acuerdo con la selección previa hechapor los miembros del grupo GUADALMED para 5 de estos ecotipos no habría estaciones de referencia. Con algunas varia-bles medidas en los puntos de muestreo y otras de tipo geológico e hidromorfológico, se realiza un ensayo tipológico usan-do el sistema B. El método implica un análisis de la correlación entre variables, un cluster de las estaciones utilizando elmétodo K-means y un análisis discriminante de cuáles son las variables que distinguen estos grupos. El estudio da comoresultado la caracterización de 6 ecotipos que sin embargo, a juicio de los miembros del proyecto GUADALMED, no reco-gen la variedad de tipos de ríos mediterráneos. Valorando cualitativamente parámetros no introducidos (por falta de datos)en el análisis K-means, se propone una tipología provisional en 9 grupos. Un análisis de las comunidades de macroinverte-brados (a nivel taxonómico de familia) revela un grado importante de coherencia entre las familias asociadas a cada tipo ysus preferencias ecológicas conocidas.

Palabras clave: Tipología, ecotipo, ecoregión, Sistema A, Sistema B, Directiva Marco del Agua

ABSTRACT

A preliminary analysis was conducted of the river types in the GUADALMED project using the river typology proposed in theWater Framework Directive (WFD) in its annex 2. Using System A, 16 different types were found, a number too high for watermanagement purposes and such typology lacks a supportive ecological basis. For 5 of these 16 ecotypes, no reference sta-tions exist. Reference stations were selected a priori in project GUADALMED for each of the 12 basins sampled. An ecotypo-logical analysis was performed using System B of the WFD using several variables measured during the study, and othervariables obtained from maps or data bases (e.g., geology). The method included the analysis of the calibration betweenvariables, the clustering of stations by the K-means method and a discriminant analysis. The latter revealed which factorswere distinctive of each group. Six ecotypes were established for the GUADALMED study sites. These, however, do not inclu-de all the mediterranean-type streams of the region. This is mainly due to the absence in the data base of some important fea-tures of streams in the data base such as temporality or the dependence of flow on the presence of karstic aquifers, attributes

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INTRODUCCIÓN

El establecimiento de un método para la evalua-ción de la calidad ecológica para los ecosiste-mas de aguas continentales incluye la medidade un conjunto de atributos entre los que sedestacan: la obtención de los datos físico-quí-micos y biológicos, la clasificación de las esta-ciones, la selección de las estaciones de refe-rencia y los tests para la validación del métodomediante comparación de nuevas localidades.La clasificación de las estaciones (conocidacomo tipología) es un paso importante y previoen todos los sistemas de evaluación (Resh etal., 1995; Reynoldson et al., 1997) y ha sidoutilizada por los científicos y gestores duranteaños para conseguir una organización de lainformación del sistema (Naiman et al., 1992).El desarrollo de métodos para las clasificacio-nes ha estado impulsado por una percepcióngeneralizada de las similitudes y discontinuida-des en las comunidades existentes entre tramosfluviales (Gerritsen et al., 2000).

En 1961 Illies desarrolló una metodologíabasada en parámetros físiográficos que se hausado ampliamente en distintos países (Illies &Botosaneanu, 1963). A partir de este trabajo lostérminos rhithron y potamon fueron utilizadosde forma habitual en ecología de ríos duranteun tiempo, aunque su uso actual es mínimo.Margalef (1983) realiza una buena síntesis ycrítica de estos sistemas de clasificación inicia-les. La posible variación de los tipos de ríos enfunción de la escala temporal y espacial utiliza-da ha sido incorporada más recientemente

(Frissell et al., 1986), y actualmente existenvarias aproximaciones para la clasificación delos ríos, que se resumen en el uso de parámetrosfísicos, biológicos o ambos a la vez. En primerlugar están aquellas basadas en el uso de lasecoregiones preestablecidas (Omernik, 1995;Bailey, 1996) y también las que usan una clasi-ficación jerárquica relacionando distintas esca-las espaciales (Warren, 1979; Frissell et al.,1986). Otras aproximaciones utilizan a losorganismos y están basadas en una clasifica-ción de los sistemas fluviales usando la presen-cia y la abundancia de las comunidades deorganismos (Hawkins & Norris, 2000) e inclu-yendo parámetros físicos en el caso de losmétodos conjuntos (Naiman et al., 1992). EnGerritsen et al. (2000) estas aproximaciones seresumen en dos tipos: las a priori, basadas enun conocimiento previo de las clases (ecoregio-nes, cuencas,…) o las a posteriori, donde noexiste tal conocimiento ya que se parte de lacomunidad de invertebrados para la clasifica-ción (Wrigth et al., 1984; Moss et al., 1987).Además, los autores incluyen una tercera apro-ximación basada en testar las clases estableci-das con los parámetros físicos con las comuni-dades biológicas. La predicción de lascomunidades que se esperan en los puntos demuestreo y su comparación con los presentes enel momento de tomar las muestras es un métodoque se está desarrollando ampliamente en losúltimos años (RIVPACS (Wrigth et al., 1993),BEAST (Reynoldson et al., 1995) o AusRivAS(Simpson et al., 1997), aunque su mayor limita-ción es que se requiere un elevado número de


which could not be measured. A preliminary typology of 9 ecotypes was finally proposed. An IndVal test applied to these9 ecotypes showed that there are indicator families of each ecotype.

Keywords: Tipology, ecotype, ecoregion, System A, System B, Water Frame Directive

GLOSARIO

Ecoregión: basada en la clasificación de la Directiva Marco del Agua, según la cual los puntos muestreados caerían dentro dela ecoregión ibero-macaronésica.

Ecotipo: clase dentro de una ecoregión.

estaciones de referencia para la clasificación(Resh et al., 1995; Reynoldson et al., 1997).

El método a priori más utilizado actualmentepara la clasificación de ríos es el uso de las eco-regiones (Omernik, 1995; Bailey, 1996), provin-cias biogeográficas (Hocutt & Wiley, 1986) ouna combinación de ambas (Abell et al., 2000).Aunque las ecoregiones están diseñadas conparámetros relativos a sistemas terrestres (vege-tación, suelos, clima…) y se refieren a áreasgrandes y limitadas, la relación de éstos con losacuáticos puede ser relevante, pues es necesariotestar la concordancia de aquellas con las comu-nidades biológicas (Hynes, 1975). Para ello,varios son los estudios donde se comparan lasecoregiones con las distribuciones de peces,macroinvertebrados y algas (Pan et al., 2000).La mayoría de estos estudios muestran una pocacorrelación (Hawkins et al., 2000), hecho quepodría ser atribuible a una gran variación dentrode la ecoregión (Resh et al., 1995; Hawkins &Vinson, 2000; McCormick et al., 2000) y a laevidencia generalizada de que las comunidadespueden estar más controladas por factores loca-les que regionales (Hawkins & Norris, 2000;Naiman et al., 2000; Sandin & Johnson, 2000).Es por ello que algunos autores (Gerritsen et al.,2000; Hawkins et al., 2000) sugieren el estable-cimiento de subclases más pequeñas dentro decada ecoregión delimitadas por factores locales,que incluyan toda la variabilidad de la ecore-gión. El establecimiento de estas subclases, lla-madas también ecotipos, implicaría la necesidadde establecer un mayor número de estaciones dereferencia con el consiguiente aumento delcoste económico si se usan en la gestión y laconservación de los sistema acuáticos. En cual-quier caso, los criterios utilizados en la clasifi-cación deben ser aquellos no influenciados omínimamente por la actividad humanas, y quemejor ayuden a discriminar las clases (Munné &Prat, 1999; 2000; Gerritsen et al., 2000).

La clasificación de los ecosistemas acuáticoses una parte importante y un paso previo en losestudios de seguimiento y evaluación del estadoecológico encaminados a la gestión de los eco-sistemas que precisen del establecimiento de

condiciones de referencia (Barbour et al., 1996;Hawkins et al., 2000; Van Sickle & Hughes,2000). Ello es debido a que las propiedades bio-lógicas que se esperarían en los ríos sin la pre-sencia de la alteración humana varían en fun-ción del tipo de río (Hawkins & Norris, 2000;Oswood et al., 2000). Además, la clasificaciónes de gran utilidad en los Protocolos deEvaluación Rápida de la Calidad Ecológica(aquí referidos como PRECE, y más conocidospor sus siglas en inglés, RBP) (Resh et al.,1995; Norris, 1995) ya que así se obtiene unareducción de la variabilidad natural de los datosbiológicos por clases, con lo que la determina-ción del estado ecológico puede ser más precisay fiable (Gerritsen et al., 2000). Una vez tipifi-cadas las estaciones, y establecidas las condi-ciones de referencia para cada ecotipo, se podrí-an detectar la respuestas de las comunidades alas perturbaciones en una estación, mediantecomparación con los puntos de referencia de eseecotipo (Feminella, 2000). Esta clasificación delas localidades permitiría además, una reduc-ción del error debido a la extrapolación, tal ycomo se ha sugerido para las ecoregiones(Warry & Hanau, 1993).

Debido a que las comunidades de macroinver-tebrados y otros organismos pueden variar demanera natural en función de las característicasgeomorfológicas del punto a estudiar, laDirectiva Marco del Agua, en su Anexo 2, incideen que para una determinación precisa del estadoecológico se debe realizar una tipificación de lasestaciones de muestreo utilizando parámetrosgeomorfológicos (D.O.C.E., 2000). Con esta tipi-ficación, se obtendrían los ecotipos (en el sentidode Gerritsen et al., 2000; Hawkins et al., 2000)dentro de las distintas regiones limnológicasidentificadas en la DMA y que son las propuestaspor Illies (1978) en su Limnofauna Europea.Estos ecotipos deberían ser homogéneos en cuan-to a características ambientales y biológicas. LaDMA propone 2 métodos para la clasificación delos puntos de muestreos, basados en parámetrosfísicos y geomorfológicos. Uno, el Sistema A, sebasa en tres atributos: la altitud, el tamaño de lacuenca y la geología, mientras que el Sistema B

Tipología sistema A y B en el proyecto GUADALMED 79

permite la inclusión de más atributos, algunos deellos relacionados con las características propiasdel río y la cuenca. Una vez establecida esta cla-sificación de todas las estaciones, se estableceráncondiciones de referencia así como comunidadestipo para cada grupo.

En España existe una gran tradición en losestudios de tipología de ecosistemas acuáticos

que está sintetizada en Margalef (1983), aunqueen ríos no existen tantos estudios como en otrosecosistemas. Una propuesta de sectorizaciónecológica para las cuencas fluviales fue elabora-da por Vidal-Abarca et al. (1990) para la cuencadel Segura, utilizando parámetros ambientalesrelativos al clima, morfometría fluvial, hidrolo-gía; sustratos geológicos y usos de suelo. Peroel primer ensayo de tipología en el sentido de laDMA, usando el Sistema B, se realizó en 1999por Munné & Prat. Nuestro trabajo se basa engran medida en éste último. Por otra parte,Marchamalo & García de Jalón (2000) hicieronun ensayo del Sistema A de la DMA para laPenínsula Ibérica, incluyendo más categoríasgeológicas (materiales detríticos y inconsisten-tes) que lo que indica la DMA, obteniendo untotal de 35 ecotipos.

Las estaciones muestreadas en el proyectoGUADALMED están englobadas en una únicaregión biogeográfica, la ibero-macaronésica,establecida en Illies (1978), y por tanto el esta-blecimiento de ecotipos se va a realizar dentrode la misma. Así pues, en este trabajo se realizaun primer intento de tipificación de las localida-des muestreadas con el Sistema A y B, conocercómo se distribuyen las estaciones de referen-cia, determinadas a priori por los expertos, den-tro de cada tipo y determinar cuál es la comuni-dad tipo de cada grupo de estaciones. Se trata deun estudio previo que se pretende ampliar en lasegunda fase del Proyecto incluyendo más esta-ciones de referencia para permitir el desarrollode un método predictivo.

MATERIAL Y MÉTODOS

Los factores que deben ser utilizados para latipificación de los ríos, tal y como marcala DMA (Tabla 1), fueron calculados para las156 estaciones de muestreo incluidas en el pro-yecto GUADALMED (la descripción detalladade las estaciones se puede encontrar en Toro etal., este volumen) para cada uno de los dos sis-temas que propone la DMA, el A y el B. Para elSistema A, la altitud se obtuvo mediante los


Tabla 1. Criterios especificados en la DMA para la tipología deríos mediante el Sistema A y B. Criteria in the Water FrameworkDirective (WFD) for the establishment of a river typology accor-ding to Systems A and B.

Descriptores SISTEMA A

Factores obligatorios Altitudalto: >800 maltura media: 200-800 mtierras bajas: <200 m

Tamaño cuencapequeña: 10-100 km2

mediana: >100-1000 km2

grande: >1000-10 000 km2

muy grande: >10 000 km2

Geologíacalcáreosilíceoorgánico

Descriptores SISTEMA B

Factores obligatorios altitudlatitudlongitudgeologíatamaño

Factores optativos distancia desde el nacimiento del ríoenergía de flujoanchura media del aguaprofundidad media del aguapendiente media del aguaforma y configuración del caucecategoría de caudalforma del valletransporte de sólidoscapacidad de neutralización de ácidoscomposición media del sustratoclorurososcilación de la temperatura del airetemperatura media del aireprecipitaciones

mapas topográficos de cada cuenca; la geologíase calculó estimando el % aproximado de rocascalcáreas, silíceas y sustrato orgánico, utilizan-do mapas geológicos a escala 1:50.000 y eltamaño de la cuenca drenada se calculó median-te estimación de su superficie utilizando elmétodo de comparación de pesadas. Para la alti-tud y el tamaño de la cuenca y para cada esta-ción, se aplicaron los rangos propuestos en laDMA. Las estaciones se subdividieron en dosgrupos, las de referencia seleccionadas a prioripor los expertos y las que no se seleccionaroncomo de referencia.

A los factores usados en el Sistema A que sonobligatorios en el B (Tabla 1) se les añadió el %de margas y roca sedimentaria en la geología,debido a su importancia en algunas cuencas delsureste peninsular (Hurtado et al., 2001). Losdemás factores obligatorios del Sistema B, la lati-tud y la longitud, fueron extrapolados utilizandolas UTM de cada punto de muestreo. Como fac-tores optativos del Sistema B se escogieron losmostrados en la Tabla 2 que eran los que sepudieron calcular con los datos que poseíamos.La distancia del nacimiento al río se calculómediante el orden del río a escala 1:250000; parala anchura y el caudal medios se establecieronunos rangos de acuerdo con los valores medidosen las campañas de muestreo (Tabla 2); y laforma del cauce fue calculada mediante el valor

obtenido en el reverso de la hoja del QBR queindica la pendiente de ambos márgenes del puntoestudiado (Munné et al., 1998, 2003) (ver artícu-lo de Suárez et al., este volumen). Otros paráme-tros optativos propuestos en la DMA (Tabla 1) nopudieron ser utilizados.

Para realizar una tipif icación mediante elSistema B, primero se midieron las correlacio-nes entre las variables utilizadas, para descartaro simplificar aquellas que estuvieran más corre-lacionadas. La medida de correlación utilizadafue la rho de Spearman debido a que utilizamosparámetros cuantitativos y cualitativos, conjun-tamente. A continuación, se clasif icaron laslocalidades mediante estos parámetros geomor-fológicos y físicos (previamente estandariza-dos), mediante una agrupación clúster. Debidoa que no se conoce el número óptimo de ecoti-pos, se realizó una agrupación no-jerárquicacon el método K-means. Este método, estableceagrupaciones de localidades mediante las varia-bles entradas, en función del número de clases ogrupos que se especifican y maximizando lasdiferencias entre grupos. Así, realizamos esteanálisis con 6, 7, 8 y 9 grupos. Una vez clasifi-cadas las estaciones en estos grupos, se aplicóun análisis discriminante paso a paso con elmétodo Lambda de Wilks. Este análisis permiteconocer las variables de más a menos significa-tivas para discriminar las diferencias entre los


Tabla 2. Criterios seleccionados para la tipología de los ríos Mediterráneos muestreados en el proyecto GUADALMED según el SistemaB de la DMA. Criteria from the System B in the WFD selected to establish a river typology for the Mediterranean rivers sampled in theGUADALMED project.

OBLIGATORIOS

Geología. % de roca silícica, calcárea y margas/sedimentarias en cada subcuenca y cuenca del punto de muestreo. Tamaño. Área de la cuenca drenada.Altitud. Valores de la base de datos obtenidos de un mapa 1:50000.Latitud y Longitud. Se calcularon con las UTM.

OPTATIVOS

Distancia del nacimiento al río. Órdenes de los ríos a escala 1:250.000. Anchura media. Rangos: 1m / 1-10m / 10-100m Forma del cauce. Valor del QBR del reverso de la hoja de campo. Caudal. Media de los caudales medidos. Rangos: <1 l/s / 1-10 l/s / 100-1000l/s / >1000 l/s. Composición del sustrato. Puntuación de cada tipo de sustrato de la primera versión del IH: 1 si es >10% y 0 si es menor o igual.

grupos establecidos por el K-means. El estadís-tico Lambda de Wilks toma valores entre 0 y 1,donde 0 indica que los grupos que se estáncomparando son distintos mientras que 1 indicalo contrario. Así, el análisis localiza aquellasvariables que paso a paso, y junto con las varia-bles que hayan sido ya seleccionadas, minimi-cen la Lambda de Wilks global. No obstante,que una variable sea seleccionada, es decir quetenga un valor de Lambda de Wilks mínimo, nosignifica que sea considerada como discrimi-nante, ya que hay que compararla con el esta-dístico F que indica la variación de Lambda deWilks que se produciría si se seleccionara. Así,un valor de F grande indica que la variable tienemucho peso en el Lambda de Wilks y por tantoes correcto el seleccionarla. Para establecer uncriterio en esta selección de variables discrimi-nantes, se fija el valor crítico de F de entrada de3.84, lo que indica que las variables que tomenun valor de F>3.84 serán discriminantes, y lasque presenten un F<3.84 no a pesar de tener unLambda de Wilks pequeño.

Después de conocer las variables más signifi-cativas para diferenciar los grupos, se seleccionóla agrupación que mostraba una mejor clasifica-ción de las estaciones, desde el punto de vistaecológico, y continuidad espacial. Con ello, seobtuvo una tipología donde cada estación se rela-cionaba con uno de los ecotipos. Para cada ecoti-po, se analizaron las características de las esta-ciones de referencia previamente seleccionadas.Los resultados se muestran en Bonada et al (estevolumen). Los análisis estadísticos se realizaronutilizando el SPSS vs.9.0.1. La tipología resul-tante fue estudiada por parte del grupo GUA-DALMED, y de acuerdo con la experiencia de losdiferentes equipos de trabajo se propusieronmodificaciones que no podían ser contempladaspor el análisis por falta de datos. Se empleó asíotra aproximación sugerida en la DMA (panel deexpertos) cuando no existan suficientes datospara realizar una tipología definitiva.

Una vez obtenida la tipología con el Sistema Breformada con la opinión de los expertos, paracada ecotipo se analizó la comunidad tipo utili-zando los datos correspondientes a todas las cam-

pañas del proyecto GUADALMED. Ello se reali-zó aplicando el programa estadístico IndVal(Dufrêne & Legendre, 1997) que trata de buscar“especies indicadoras” (familias en nuestro caso)de cada grupo de estaciones preestablecido.

RESULTADOS

Tipología mediante el Sistema ADe los 32 grupos posibles que pueden resultarde una tipificación mediante el Sistema A, nues-tros datos indicaron la existencia de 16 ecotipos,ya que sólo se detectó la presencia de dos tiposde síntesis (la categoría de síntesis “orgánicos”no se presenta en nuestros ríos). En el Anexo 1se muestran las localidades distribuidas por losecotipos resultantes. Tal y como se observaalgunos de ellos están formados por tan sólo1 estación (“Alto, Mediano, Silíceo” y “Alturamedia, Muy grande, Calcáreo”), hecho quepuede dificultar el establecimiento de condicio-nes de referencia dentro de ese ecotipo. Algunosecotipos son imposibles en las cuencas medite-rráneas, sobretodo los referidos a la geologíaorgánica (presencia de turba) o a aquellas situa-ciones que difícilmente podrían existir dadas lascaracterísticas de la zona, como “Altos, Muygrandes, silíceos o calcáreos”.

En el Anexo 1, también se puede observar ladistribución de las localidades en los distintosecotipos en función de si fueron seleccionadas dereferencia o no por los expertos. Se observa quesolamente 11 ecotipos de los 16 establecidos,poseerían estaciones de referencia seleccionadassegún los expertos. Los restantes, corresponden obien a ecotipos que con pocas estaciones totales(como el ecotipo, “Alto, Medio, Silíceo”) y / o aríos medianos o grandes, donde fue difícil esta-blecer estaciones de referencia debido a la eleva-da alteración de estas zonas.

Tipología mediante el Sistema BPara evitar que localidades altamente correla-cionadas expresaran cierta redundancia y por lotanto, tuvieran demasiado peso al discriminarlos ecotipos, se calcularon las correlaciones de



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Spearman entre todos los factores (Tabla 3). Elresultado fue que, a pesar de que salieronmuchas correlaciones significativas, tan sóloalgunas de las relacionadas con la geología pre-sentaban coeficientes de correlación elevados(|r>0.8|), especialmente al comparar la subcuen-ca con la cuenca. Debido a ello, se eliminaronlas variables geológicas de subcuenca, debido aque, de manera general, se entiende que es todala cuenca la que afecta a un punto de muestreo yno tan sólo la subcuenca. Además, se observaque también existe una elevada correlaciónnegativa entre la cuenca silícea y la calcárea.Todo ello fue debido al uso de porcentajes entrelas distintas categorías del factor geológico(silíceo vs. calcáreo vs. sedimentario).

Debido a que geología de cuenca estaba repre-sentada por 3 variables, y para evitar que hubieraun mayor peso de la geología respecto a lasdemás variables, se unificó el valor de la varia-ble geología mediante un Análisis deComponentes Principales (Ter Braak, 1988)siguiendo la metodología de Munné & Prat(1999, 2000). El resultado de este análisis mos-tró que las 3 categorías geológicas de cuenca sepodían simplificar en dos, correspondientes a losejes X e Y del análisis (Fig. 1). El primer eje(que explica un 68.8% de la variabilidad de losdatos) indicaría un eje silíceo-calcáreo (simplifi-cando así estas dos variables altamente correla-cionas en una sola), mientras que el segundo(31.2% de la variabilidad) sería sedimentario-no-sedimentario. Los valores de las proyeccio-nes de las estaciones sobre el eje X e Y fueronestandarizados y utilizados como nuevas varia-bles: X_PCA relacionado con la geología más omenos silícea de la cuenca y el Y_PCA indican-do su carácter más o menos sedimentario.

Utilizando los valores del análisis del PCApara las variables geológicas y todas las demásvariables, se aplicó el método K-means para laobtención de grupos de estaciones. Los grupos sepreestablecieron en 6, 7, 8 y 9 clases. Posterio-rmente a los análisis discriminantes, el grupo 6pareció ser el ecológicamente y espacialmentemás razonable en las estaciones muestreadas, yaque a partir de 6 grupos los puntos de cada ecoti-

po tenían una distribución muy irregular o biense discriminaba mucho para unos ecotipos y muypoco para otros (pocas estaciones por ecotipo).

Para conocer el significado ecológico de cadagrupo, y para con ello caracterizar los ecotiposdefinitivos, se aplicó el análisis discriminantepaso a paso (método Lambda de Wilks), median-te el que se seleccionaron las variables que mejorayudaban a discriminar los distintos grupos. Así,según muestra la Tabla 4, las variables con valorde Lambda de Wilks pequeño y F>3.84 son: Elancho del cauce, los factores relacionados con lageología, el orden del río, la forma del cauce, elcaudal, la temperatura en primavera y la altitud.Por su parte, la latitud no aparece como signifi-cativa para diferenciar los tipos (tiene unLambda de Wilks pequeño pero una F<3.84), yaque las características ambientales de una esta-ción, pueden repetirse en otras lejanas a ella; porejemplo las características que hallamos en losríos que fluyen a través del Montseny en el NEde España (cuenca del Besós) son parecidas a lasque fluyen en las cabeceras de los ríos de SierraNevada en el SE (como el Adra o el Guadalfeo).El área de la cuenca y el sustrato parecen sertambién menos relevantes para discriminar lostipos según este análisis.


Figura 1. PCA con la geología de la cuenca de todas las esta-ciones, expresada en %. El primer eje proporciona un 68.8%de la variabilidad total de los datos, mientras que el segundoun 31.2%. PCA of basin geology (in %) for all sampling sta-tions. The first axis of the PCA explains 68.8% of total datavariability, while the second axis can explain 31.2%.

En la figura 2 se muestran unos diagramas decajas para que, una vez conocidas las variablesque mejor discriminan los 6 ecotipos, ayudar aestablecer el significado de cada una de ellos.Así se observa que la variable “anchura media”discrimina muy bien el ecotipo 5 del resto, que ala vez también está asociado a un elevado caudaly a una cuenca muy poco silícea. En la figura 2by 2c observamos que la geología permite dife-renciar bien los ecotipos 2, 3 y 6 del resto, demanera que los dos primeros están formados por

estaciones con cuenca silícea mientras que el 6tienen una cuenca de tipo sedimentario.Mientras, en los demás ecotipos domina el sus-trato calcáreo. Por su parte el factor indicativo dela distancia del nacimiento al río (orden) (Fig.2d) es altamente variable en todos los ecotipos,pero el ecotipo 3 y especialmente el 5 poseen unorden mayor. La temperatura del agua (Fig. 2g)es importante para separar las estaciones del eco-tipo 6 del resto, que además parece ser que poseeuna altitud muy baja al contrario de los ecotipos


Variables F que Lambdaseleccionadas introducir deWilks

Paso 0 ANCHO 2521.9 0.012X-PCA 261.9 0.103Y-PCA 84.9 0.261AREA 35.8 0.456ORDEN 23.75 0.558TEMPERATURA 23.8 0.558FORMA 17.9 0.626LATITUD 17.9 0.627CAUDAL 16.3 0.648ALTITUD 14.3 0.677SUSTRATO 8.4 0.78

Paso 1 X-PCA 248.3 0.001Y-PCA 85.4 0.003TEMPERATURA 24.9 0.006LATITUD 17.5 0.007FORMA 18.6 0.007ALTITUD 18.8 0.007ORDEN 23.5 0.007CAUDAL 14.5 0.008SUSTRATO 8.2 0.009AREA 1.3 0.011

Paso 2 Y-PCA 85.4 0TEMPERATURA 23.5 0.001ORDEN 23.4 0.001ALTITUD 18.9 0.001FORMA 15.6 0.001CAUDAL 12.9 0.001SUSTRATO 6.9 0.001LATITUD 2.7 0.001AREA 1.3 0.001

Paso 3 ORDEN 22.6 0FORMA 17.3 0TEMPERATURA 13.5 0

Variables F que Lambdaseleccionadas introducir deWilks

ALTITUD 12.16 0CAUDAL 9.6 0SUSTRATO 2.4 0LATITUD 1.8 0AREA 1.4 0

Paso 4 FORMA 12.5 0TEMPERATURA 10.8 0CAUDAL 8.2 0ALTITUD 6.3 0LATITUD 3.3 0SUSTRATO 2.8 0AREA 0.7 0

Paso 5 CAUDAL 6.9 0TEMPERATURA 6.6 0ALTITUD 5 0SUSTRATO 2.8 0LATITUD 1.9 0AREA 0.6 0

Paso 6 TEMPERATURA 7.8 0ALTITUD 4.6 0SUSTRATO 3.2 0LATITUD 2.3 0AREA 0.9 0

Paso 7 ALTITUD 4.7 0SUSTRATO 3.4 0LATITUD 2.3 0AREA 0.9 0

Paso 8 SUSTRATO 3.8 0LATITUD 2.4 0AREA 1.5 0

Tabla 4. Valores de Lambda de Wilks y F para cada variable y cada paso. En sombreado se muestran las variables seleccionadas y significati-vas en cada paso, que son las que discriminan mejor los 6 grupos resultantes del K-means. Wilks’ Lambda and F values for each variable andstep. In bold are selected variables which are significant in each step. These variables are those better discriminating the 6 groups resultingfrom the K-means analysis.

2 y 4. Por otra parte, el factor “forma” (Fig. 2e)presenta valores elevados en las cabeceras calcá-reas y silíceas, tal y como era de esperar puesestas zonas poseen márgenes laterales con relati-va pendiente, propios de ríos de montaña. Asípues, los 6 ecotipos tendrían el significado eco-lógico que se resume en la Tabla 5. Esta caracte-rización de cada ecotipo de manera simplificada

está basada en las cuatro variables más significa-tivas para discriminar los grupos (ancho,X_PCA, Y_PCA y orden del río).

En el Anexo 2 se muestra un listado de las esta-ciones distribuidas por ecotipos en función de losresultados del K-means. Además, se indican, paracada tipo, las estaciones seleccionadas como dereferencia. Tal y como se observa, encontramos


Figura 2. Diagrama de cajas para cada variable discriminante según los ecotipos hallados en el Sistema B. Box Plots for each dis-criminant variable according to the ecotypes in System B.

estaciones de referencia según los expertos encada ecotipo, hecho que indicaría la posibilidadde establecer el buen estado ecológico o el poten-cial ecológico máximo, para cada ecotipo, y conello fijar los rangos de calidad.

Utilizando las coordenadas UTM y los mapasde las cuencas muestreadas se construyó la figura3, donde se localizaron las estaciones separadaspor ecotipos. Ello permite ver, de una maneraclara, la distribución de los ecotipos a lo largo delmediterráneo. Así, observamos que los tramosmedios-bajos de ríos grandes se hallan a lo largodel eje del Júcar y de sus afluentes más importan-tes. Las Ramblas están confinadas a las cuencasdel Segura, Aguas y Almanzora, mayoritariamen-te, zonas altamente dominadas por margas y sus-trato sedimentario. En cambio las cabeceras silí-ceas y los tramos medios-bajos de ríos medianosde cuencas silíceas son los que fluyen de SierraNevada y Montseny. En general, se observa queel ecotipo más ampliamente distribuido es elrelacionado con una geología calcárea, típica dellevante peninsular. Así, encontramos cuencasexclusivamente calcáreas (Llobregat, Millars,Turia, Pollença y Sóller) donde todas las localida-des se agrupan en los 2 ecotipos calcáreos.

A pesar de que a nivel general los ecotiposobtenidos resultaron ser bastante coherentes conla opinión que tenían los expertos de cada uno delos puntos, algunas estaciones fueron mal clasifi-cadas. Este fue el caso, por ejemplo, de todo eleje del Júcar que según el análisis pertenecía a elecotipo “Ríos Grandes”, con lo cual el río no ten-dría “tramos medios-bajos”, o al Aguas cuyas

estaciones fueron clasificadas en el ecotipo“Ramblas” debido a su elevada composición enmateriales de tipo sedimentario y sin embargoalgunas de sus partes tienen caudal permanente,lo cual no es propio de las ramblas. Además deesto, en algunas estaciones presentaban caracte-rísticas (como por ejemplo la temporalidad, elestar situadas en la llanura aluvial o el ser ali-mentadas por fuentes en zonas carstificadas) queno quedaron recogidas en los diferentes ecotiposal no haber considerado estos factores, pero quepodían tener implicaciones en la estructura ycomposición de las comunidades de macroinver-tebrados. Los seis ecotipos establecidos por elanálisis eran, a juicio de la opinión de los inte-grantes del proyecto GUADALMED, insuficien-tes para describir los “ecotipos” que parecíandeducirse la información adyacente en los estu-dios de comunidades.

Después de intensas discusiones por partedel grupo y de la imposibilidad de realizar denuevo el análisis estadístico (pues no se dispo-nía de datos de temporalidad o de caudalesrelacionados con las fuentes) se propuso esta-blecer una tipología mixta que a la vez reflejaralos resultados del análisis con el cluster K-means y la percepción (experiencia) de los inte-grantes del grupo. Con ello, se utilizaba lamisma metodología (“expert panelling”) que seusa en algunos aspectos de la gestión de aguascuando la información previa es insuficiente oinsatisfactoria y que se prevé también en laDMA. Esta tipología deberá considerarse comouna tipología previa a la definitiva que se reali-


Tabla 5. Ecotipos resultantes para el Sistema B, clasificados según el tamaño del río, la geología dominante en la cuenca y la posición en el ejedel río o afluente. La columna código, resume el significado de cada ecotipo e indica la nomenclatura utilizada para su representación en losanexos. Ecotypes obtained for System B, classified according to river size, basin dominant geology and position in the river or tributary. Thecode field summarizes the meaning of each ecotype and indicates the names used in annexes.

TAMAÑO del río GEOLOGÍA cuenca POSICIÓN Código

ECOTIPO 1 Mediano Calcáreo Medio-Bajo Cal/MB ECOTIPO 2 Pequeño Silíceo Cabecera Sil/Cab ECOTIPO 3 Mediano Silíceo Medio-Bajo Sil/MB ECOTIPO 4 Pequeño Calcáreo Cabecera Cal/Cab ECOTIPO 5 Grande Calcáreo/Sedimentario Bajo Cal/GB ECOTIPO 6 Ramblas Sedimentario Ramblas

zará en el marco de la segunda fase del proyec-to GUADALMED.

Con este enfoque, se establecieron tres nuevosecotipos, que si bien no estaban fundamentadoscon los resultados estadísticos, englobarían esta-ciones con características hidrológicas y biológi-cas peculiares y diferentes a las de los demás tipos.Así, se establecieron los ecotipos “Temporales” y“Karst”, que pretendían diferenciar las estacionesque se secaban de forma habitual en algúnmomento del año (por lo menos 3 meses) y las queestaban alimentadas por fuentes en caudal conti-nuo de zonas carstificadas (“karsts”). Además, seañadió el ecotipo “Llanura Aluvial”, para englobaraquellas estaciones correspondientes a los tramosmás bajos del río Júcar, de características geomor-fológicas muy distintas a las de los tramos bajosde las demás cuencas y a las zonas medias y bajas

del propio Júcar. A estos nuevos ecotipos estable-cidos por los componentes del proyecto actuandocomo expertos, se les asignaron las estacionescorrespondientes, que se muestran en el Anexo 3.

Para cada uno de los nueve ecotipos delimita-dos se determinó la comunidad más característi-ca mediante la aplicación del programa IndValal 0.05 de error. Los resultados de este análisisse muestran en la Tabla 6. Tal y como se obser-va, taxones muy comunes, como pueden ser losquironómidos, no aparecen significativos deningún ecotipo, puesto que se pueden hallar encualquiera. No obstante, otros, parecen serexclusivos de algún grupo de estaciones. Asílo son para las cabeceras silíceas, los blefarocé-ridos, braquicéntridos, heptagénidos y la mayo-ría de los plecópteros y tricópteros típicos deaguas frías, entre otros, mientras que para el


Figura 3. Localización en el espacio de los distintos ecotipos resultantes del Sistema B. Distribution in physical space of the obtai-ned ecotypes according to System B.


Tabla 6. Resultados del IndVal para todas las campañas de muestreo. Se representan las familias más significativamente presentes en cadaecotipo, al p = 0.05, juntamente con su valor indicador (IV) ordenado. IndVal results for all sampling occasions. Families with most significantpresence in each ecotype at p = 0.05 and their indicator value (IV) are presented.

Calc/Cab IV Cal/MB IV Cal/GB IV Sil/Cab IV

Elmidae 58.8 Physidae 61.7 Heptageniidae 71 Limoniidae 70.5Limnephilidae 58.2 Hydropsychidae 56.7 Atyidae 69.7 Rhyacophilidae 67.1Gerridae 56 Baetidae 54.7 Empididae 62.5 Ephemerellidae 64.7Nemouridae 50.1 Ostracoda 54.5 Potamanthidae 60.5 Nemouridae 64.4Leuctridae 48.6 Caenidae 54.4 Hydracarina 60.2 Perlidae 60.8Stratiomyidae 48 Hydracarina 48.4 Caenidae 60.1 Heptageniidae 57.1Perlidae 47.6 Hydroptilidae 46.4 Hydropsychidae 59.7 Limnephilidae 56.4Heptageniidae 45.6 Gerridae 44 Gammaridae 55.1 Dytiscidae 55.6Ephemerellidae 45.5 Corixidae 43.9 Dugesiidae 50.3 Simuliidae 55.3Helodidae 43.4 Hydrobiidae 41.1 Polymitarcidae 48 Tabanidae 54.9Gomphidae 42.3 Ancylidae 40.9 Sphaeriidae 42.8 Elmidae 51.6Psychodidae 42.3 Erpobdellidae 39.9 Calopterygidae 40.7 Tipulidae 50.9Hydrobiidae 42.2 Hydrometridae 35.5 Oligoneuriidae 35.5 Dixidae 50.2Haliplidae 42 Dugesiidae 30.4 Neritidae 34.2 Sericostomatidae 49.3Empididae 41.2 Gomphidae 28.3 Prosopistomatidae 25 Brachycentridae 48.8Sphaeriidae 40.6 Athericidae 23.4 Empididae 48.7Ephemeridae 39.2 Platycnemididae 20.2 Perlodidae 46.8Sericostomatidae 38.6 Astacidae 13.7 Glossiphoniidae 45.6Calopterygidae 37.2 Leuctridae 44.7Leptophlebiidae 35.2 Cordulegasteridae 42.2Cordulegasteridae 34.5 Polycentropodidae 41.4Perlodidae 34.4 Dryopidae 37.6Gyrinidae 33.9 Philopotamidae 35.7Aeshnidae 31.9 Planariidae 35.4Sialidae 30.3 Capniidae 35.1Lepidostomatidae 27.9 Blephariceridae 31.2Bythinellidae 27.4 Chloroperlidae 26.7Athericidae 25 Lepidostomatidae 25.6Taeniopterygidae 19.2 Helophoridae 21.4Lestidae 16 Osmylidae 12.5Valvatidae 13.1Capniidae 12.7Siphlonuridae 10.5Viviparidae 10.5

Sil/MB IV Karst IV Ramblas IV Temporal IV

Lymnaeidae 47.9 Polycentropodidae 72.5 Hydrophilidae 76.5 Ostracoda 58.6Culicidae 33.2 Hydraenidae 66.1 Coenagrionidae 68.7 Dytiscidae 52Oligoneuriidae 14 Elmidae 63.2 Corixidae 67.5 Stratiomyidae 51

Ceratopogonidae 63.1 Naucoridae 63.3 Hydraenidae 46.5Caenidae 62.7 Notonectidae 62.6 Limnephilidae 45.3Stratiomyidae 60.5 Libellulidae 62 Anthomyidae 37.3Tabanidae 60.5 Aeshnidae 60.8 Dolichopodidae 27.2Hydroptilidae 58.6 Dytiscidae 58.5 Asellidae 22.4Ostracoda 57.7 Hydraenidae 56.7 Hygrobiidae 17.2Dixidae 55 Ceratopogonidae 55.2Rhyacophilidae 53.1 Pleidae 53Leuctridae 52.7 Gammaridae 50.4 Llan-Aluvial IVLibellulidae 52.6 Hydrobiidae 48.8Glossosomatidae 52.4 Dryopidae 47.3Planorbidae 51.9 Thiaridae 46.9Nepidae 50.8 Cambaridae 43.6Haliplidae 49.6 Stratiomyidae 43.2Notonectidae 47.9 Dolichopodidae 41.7Anthomyidae 45.4 Ephydridae 40.4Psychomyidae 44.3 Nepidae 39.4Leptoceridae 36.1 Culicidae 37.2Dolichopodidae 35.4 Noteridae 27.2Hydrochidae 24.1 Neritidae 18.2

ecotipo de cabeceras calcáreas, aparecen comotaxones de manera más significativa algunosodonatos, coleópteros, algunos tricópteros yalgún plecóptero como los leúctridos, pérlidosy perlódidos, entre otros.

Las comunidades propias de los tramos medios-bajo de ríos medianos silíceos están formadas porlimnaeidos y oligoneuriellidos, mientras que cuan-do la cuenca es calcárea, aparecen los astácidos,caénidos, erpobdéllidos, hidropsíquidos, así comoalgunos heterópteros y moluscos.

En los tramos medios-bajos de ríos grandescalcáreos, organismos propios de estos hábi-tats aparecen como significativos, como podríanser los atíidos, nerítidos, oligoneuriéllidos, pota-mántidos o los prosopistomátidos. En cambio enlos sistemas tipo ramblas abundan de manerasignificativa los odonatos, coleópteros, heteróp-teros, tiáridos, propios de hábitats leníticos.

En los ríos de carácter temporal son abundan-tes algunas familias de coleópteros como loshydraénidos co los hygróbidos, juntamente conlos limnefílidos del género Mesophylax sp.,con adaptaciones de ciclo de vida propias deestos ambientes (Bouvet, 1974). Por otro lado,en la presencia de zonas karstificadas, que pose-en pozas durante alguna época del año, los cole-ópteros y heterópteros también son significati-vos, juntamente con algunos tricópteros, talescomo los psicómidos.

DISCUSIÓN

Muchas son las metodologías que tradicional-mente se han utilizado en la clasificación de losríos, basándose en parámetros físicos y/o inclu-yendo otros más biológicos (Naiman et al.,1992). Para estos últimos casos, se han utilizadolos peces (McCormick et al., 2000; Oswood etal., 2000), los macroinvertebrados (Wrigth etal., 1984; Moss et al., 1987; Rabeni & Doisy,2000), las algas (Pan et al., 2000) o la vegeta-ción de ribera (por ejemplo Baker, 1989).Además, en Estados Unidos (Hawkins et al.,2000) y también en algunos países europeos(Sandin & Johnson, 2000), el uso de la ecore-

giones basadas en parámetros más terrestres hansido utilizadas, para conocer su utilidad para laclasificación de los sistemas fluviales (resumenen Hawkins et al., 2000). No obstante, la mayo-ría de estos estudios, sugieren que para mejorarla clasificación, distintos factores locales decada tramo deberían ser incluidos (Resh et al.,1995; Hawkins & Norris, 2000; Sandin &Johnson, 2000), ya que a pesar de la relaciónexistente entre los ecosistemas terrestres y acuá-ticos, los primeros no reflejan exactamente lavariabilidad de los segundos. Estas ideas, hanido derivando hasta el punto de la necesidad deestablecer dentro de cada ecoregión (Gerritsenet al., 2000; Hawkins et al., 2000), ecotipos queincluyan toda la variabilidad, basado en factoreslocales. Esta es la idea que también utiliza laDirectiva Marco del Agua para clasificar los sis-temas fluviales (D.O.C.E., 2000).

Cabe destacar que, así como la ecoregiónusada para la clasificación comprende un áreagrande y por tanto posee unos límites (VanSickle & Hughes, 2000; Feminella, 2000), eluso de ecotipos no posee estas características yaque están basados en las propiedades físicas ygeomorfológicas de un tramo de ríos concreto,propiedades que pueden cambiar aguas abajo.Ello supone que el uso de estos factores máslocales, implique una mejor clasificación de losríos y por tanto de las comunidades, que no lasbasadas en ecoregiones (Gerritsen et al., 2000;Hawkins & Norris, 2000; Sandin & Johnson,2000).

El uso de la tipología de los ríos, es un pasoprevio a la determinación del estado ecológico(Barbour et al., 1996; Hawkins et al., 2000; VanSickle & Hughes, 2000), ya que es de suponer apriori que las características naturales (enausencia de contaminación) pueden variar entredistintos tipos de ríos (Hawkins & Norris, 2000;Oswood et al., 2000), debido a su diferentesparámetros físicos y geomorfológicos (altitud,posición que ocupan dentro de la cuenca, geolo-gía,…). Ello por lo tanto, puede tener implica-ciones en los índices biológicos, cuyos rangosdeberían ser distintos en función del ecotipo,puesto que las comunidades tipo son distintas.


Un hecho importante a tener en cuenta, es que altipificar los ríos en un número determinado degrupos, se requiere (y así lo especifica la DMA)un número mínimo de estaciones de referenciapor tipo (Chovarec et al., 2000, Hawkins et al.,2000; Moog & Wimmer, 1990), para poder esta-blecer los rangos de calidad para cada tipo, obien el máximo potencial ecológico, puesto quepara algunos ecotipos, obtener estaciones dereferencia estrictas (sin alteraciones antrópicas)puede ser difícil o imposible. El número de eco-tipos que se deben establecer, debería pues tenerun sentido ecológico, pero a la vez contener unnúmero mínimo de estaciones de referencia. Espor ello que en nuestro estudio se ha descartadoel uso del Sistema A para la tipificación, puestoque 16 grupos son demasiados para cumplirambas condiciones. En cambio los 6 gruposobtenidos por el Sistema B, permiten diferenciarsuficientemente los tipos de ríos y establecerprogramas de estudio y seguimiento viablesdesde todos los puntos de vista. A pesar de ello,la DMA propone que en caso de que se utilice elSistema B, para éste se debe lograr, por lomenos, el mismo grado de discriminación que selograría con el Sistema A, es decir 16 grupos.Ello parece excesivo dado que se deben cumplirtambién las dos condiciones comentadas. En unestudio previo sobre la tipología de los ríospeninsulares según el Sistema A de la DMA,Marchamalo & García de Jalón (2000) obtuvie-ron 35 tipos distintos. A pesar de que hay quedestacar que para este estudio se utilizaron4 tipos de geología en lugar de los 3 que proponela DMA, el elevado número de grupos resultan-tes indicaría que el Sistema A supondría unacomplicación excesiva de la gestión sin ningunabase ecológica. Es importante establecer unnúmero óptimo de ecotipos para con ello conse-guir una buena clasificación, cuyo objetivo debeestar encaminado a la obtención del estado eco-lógico de manera fiable (Reynoldson et al.,1997). Así, una correcta clasificación permitiráreducir la probabilidad de cometer un error tipo I(detectar perturbación cuando ésta no existe) ytipo II (no detectar perturbación cuando éstaexiste) (Hawkins et al., 2000).

Las variables usadas en este estudio para la tipi-ficación con el Sistema B, son la mayoría de laspropuestas en la DMA, y aquellas que se podí-an calcular con facilidad con los datos que sedisponían. Es importante, que los factores quese usen cumplan dos condiciones: que no esténafectados por la actividad humana, y que seancapaces de diferenciar distintos grupos de loca-lidades (Munné & Prat, 1999, 2000; Gerritsenet al., 2000). La elevada variabilidad geomorfo-lógica y física de los ríos muestreados suponeque en algunos casos unas variables sean másimportantes para discriminar unos grupos queotras (Pan et al., 2000), tal y como se observaen la figura 2.

Un factor importante a tener en cuenta al tra-tar los datos mediante esta metodología es elerror de mala clasificación, que en nuestro casopodría corresponder a aquellas estaciones englo-badas en un ecotipo pero con características deotros. Este error en la clasificación podría serdebido, principalmente a dos factores: los análi-sis estadísticos y la base de datos original. Elmétodo K-means crea grupos de estacionesmaximizando las distancias entre ellos, lo que ala práctica puede inducir errores en la clasifica-ción. Por otro lado, la calidad de la base de datoscon la que se ha realizado el análisis tambiénpuede influir. En nuestro caso, se han utilizadoun número de variables incompleto (si compara-mos por ejemplo con el trabajo en el Ebro deMunné & Prat, 1999; 2000), y en algunos casoslos valores de cada variable son de tipo cualitati-vo, lo que indica una menor precisión. Además,ciertas variables que podrían ser de interés paraindicar la temporalidad de las estaciones, porejemplo, no fue posible incluirlas debido a queno están disponibles. Es por ello que, siguiendola experiencia de los componentes del grupo, seestablecieron 3 ecotipos nuevos con propiedadeshidrológicas, geomorfológicas y biológicascaracterísticas: ríos temporales, ríos que nacenen un karst y ríos de la llanura aluvial. Se tratapues, de un ensayo de tipología, que se pretendemejorar en la segunda fase del Proyecto,ampliando la base de datos original incluyendonuevas variables y precisando las existentes.


El Sistema B con las modificaciones realizadaspresenta una coherencia ecológica con la bio-logía de las comunidades característicasde cada ecotipo al usar el análisis IndVal. Asípor ejemplo, las comunidades de cabecera,están formadas por plecópteros y tricópteros,mientras que en las ramblas, el hábitat leníticopropio de estas zonas permite una gran prolife-ración de odonatos, heterópteros y coleópteros(Vidal-Abarca, 1990; Moreno et al., 1996;1997; Vidal-Abarca et al., 1996). En los tramosbajos de ríos medianos o en los de ríos grandeslas comunidades tipo son menos diversasque en las cabeceras, debido quizás, a suscaracterísticas geomorfológicas y también a lasactividades humanas que suponen una mayorabundancia de aquellos taxones más generalis-tas, como los quironómidos y baétidos. A pesarde ello, encontramos organismos interesantesde destacar por su poca ocurrencia como lospotamántidos, prosopistómidos, atíidos o nerí-tidos; juntamente con dugésidos, caénidos,hydropsíchidos,… o los heptagénidos quedebido a su sensibilidad a la contaminaciónsolamente se encontrarán en aquellas estacio-nes de buena calidad. Así pues a pesar de laslimitaciones de este ensayo tipológico, los eco-tipos obtenidos reflejan de forma bastanteclara la diversidad de ríos dentro de la zonamediterránea.

AGRADECIMIENTOS


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Anexo 1. Clasificación de las estaciones del proyecto GUADALMED según el sistema A de la DMA. Se diferencian las estacionesde referencia según el criterio de los expertos. Classification of the GUADALMED project sampling sites according to WFDSystem A. Reference localities were selected on the basis of expert judgment are segregated from the non-reference ones.

Sistema A Referencia No Referencia

Alto, Grande, Calcáreo JU9TU3TU7

Alto, Mediano, Calcáreo JU1-R JU17JU2-R MI1JU8-R MI10SE1-R MI12SE2-R MI3TU2-R MI7TU6-R TU14

Alto, Mediano, Silíceo AL3

Alto, Pequeño, Calcáreo GU2-R SE4JU6-R TU5JU7-RL56-RSE3-RTU1-RTU4-R

Alto, Pequeño, Silíceo AD5-R AL1AL6-R AL2AL7-R AL8GU14-R GU11GU15-R GU12GU1-RGU5-RGU6-R

Altura media, Grande, Calcáreo JU11-R JU10JU5-R JU19MI4-R JU3TU10-R JU4TU9-R L38

MI11MI5SE6TU13TU8

Altura media, Mediano, Calcáreo AG1-R AD2L60a-R GU4L61-R JU15MI8-R L42MI9-R L54SE 10-R L60cSE 16-R L64aSE17-R L68SE 18-R SE7SE5-RSE9-RTU12-R

Altura media, Mediano, Silíceo GU7-R AL13AL16AL9B10

Altura media, Muy grande, Calcáreo JU12

Sistema A Referencia No Referencia

Altura media, Pequeño, Calcáreo AG2-R B12B24-R B22GU3-R B25L44-R B28L45-R B30SE8-R GU9

P010P06SE11S02S07

Altura media, Pequeño, Silíceo AD3-R AL10AD4-R AL 11AG7-R AL 12B32-R AL14B35-R AL15B7a-R AL4B7-R AL5

B17aGU13GU16GU8

Tierras bajas, Grande, Calcáreo TU11-R JU16L101L102L90L94MI6

Tierras bajas, Mediano, Calcáreo GU10-R AG6AL17AL18

Tierras bajas, Mediano, Silíceo AD1AG8B16B4

Tierras bajas, Muy grande, Calcáreo JU13JU14JU18

Tierras bajas, Pequeño, Calcáreo P01-R AG3P07-R AG4P08-R AG5P09-R P0 11SE12-R P02SE14-R P03

P05SE13SE15S01S04S05S06S03

Cabeceras Tramos medios Bajos Ríos grandes Ramblas

Sil/Cab Calc/Cab Sil/MB Calc/MB Cal/GB Sedim

AD5-R B24-R AD1 AD2 JU10 AG1-RAL1 GU2-R AD3-R B12 JU11-R AG2-RAL10 JU17 AD4-R B22 JU12 AG3AL11 JU1-R AG7-R B25 JU13 AG4AL5 JU6-R AL12 B28 JU14 AG5AL6-R JU7-R AL13 B30 JU18 AG6AL7-R JU8-R AL14 GU3-R JU3 AG8AL8 L44-R AL15 GU4 JU4 SE11B32-R L45-R AL16 JU15 JU9 SE12-RB35-R L56-R AL17 JU16 TU11-R SE13B7a-R MI1 AL18 JU19 TU13 SE14-RB7-R MI10 AL2 JU2-R TU8 SE15GU11 MI12 AL3 JU5-R SE17-RGU12 MI3 AL4 L101 SE7GU13 MI7 AL9 L102 SE8-RGU14-R MI8-R B10 L38 SE9-RGU15-R PO10 B15 L42GU1 -R PO1 -R B16 L54GU5-R PO2 B17a L60a-RGU6-R PO5 B4 L60c

PO6 GU10-R L61-RPO7-R GU16 L64aPO8-R GU7-R L68SE1-R GU8 L90SE2-R GU9 L94SE3-R MI11SE4 MI4-RSO1 MI5SO2 MI6SO3 MI9-RSO4 PO11SO6 PO3SO7 PO9-RTU12-R SE10-RTU14 SE16-RTU1-R SE18-RTU2-R SE5-RTU3 SE6TU4-R SO5TU5 TU10-RTU6-R TU7

TU9-R


Anexo 2. Clasificación de las estaciones del proyecto GUADALMED según el Sistema B obtenidas con el K-means. Classificationof the sampling sites in project GUADALMED according to WFD System B, obtained using a K-means analysis.

Cabeceras Tramos medios Bajos Ríos grandes Llanura Temporales Karst Ramblas

Sil/Cab Cal/Cab Sil/MB Cal/MB Cal/GB Aluvial Sedim

AD5-R B30 AD1 AD2 JU10 JU14 B24R AL6-R AG3AL1 GU2-R AD3-R B12 JU11-R JU18 B7a-R AL7-R AG4AL10 JU17 AD4-R B22 JU12 B7-R AG7-R AG5AL11 JU1-R AL12 B25 JU13 MI1 AG1-R AG6AL5 JU6-R AL13 B28 JU3 PO10 AG2-R AG8AL8 JU7-R AL14 GU3-R JU4 PO5 PO9-R SE11B32-R JU8-R AL15 GU4 JU9 PO6 PO11 SE12-RB35-R L44-R AL16 JU15 TU11-R SE4 L45R SE13GU11 L56-R AL17 JU16 SO1 PO1-R SE14-RGU12 MI10 AL18 JU19 SO2 PO7-R SE15GU13 MI12 AL2 JU2-R SO3 PO8-R SE17-RGU14-R MI7 AL3 JU5-R SO4 SE7GU15-R MI8-R AL4 L101 SO6 SE8-RGU1-R SE1-R AL9 L102 SO7 SE9-RGU5-R SE2-R B10 L38 TU12-RGU6-R SE3-R B15 L42

TU14 B16 L54TU1-R B17a L60a-RTU4-R B4 L60cTU5 GU10-R L61-RTU6-R GU16 L64a

GU7-R L68GU8 L90GU9 L94

MI11MI3MI4-RMI5MI6MI9-RPO2PO3SE10-RSE16-RSE18-RSE5-RSE6SO5TU10-RTU13TU2-RTU3TU7TU8TU9-R


Anexo 3. Tipología provisional de las estaciones del proyecto GUADALMED derivada del análisis estadístico K-means y de lascorrecciones introducidas por el panel de expertos. Preliminary typology of the GUADALMED project localities derived from a K-means analysis and input from the expert panel.

99

Criterios para la selección de condiciones de referencia en los ríos mediterráneos. Resultados del proyecto GUADALMED.

Núria Bonada1, Narcís Prat1, Antoni Munné1, Maria Rieradevall1, Javier Alba-Tercedor2, MaruxaÁlvarez3, Juan Avilés4, Jesús Casas5, Pablo Jáimez-Cuéllar2, Andrés Mellado6, Gabriel Moyá7,Isabel Pardo3, Santiago Robles4, Guillem Ramón7, Mª Luisa Suárez6, Manuel Toro4, Mª RosarioVidal-Abarca6, Soledad Vivas5 y Carmen Zamora-Muñoz2

1Departament d’Ecologia. Universitat de Barcelona. Diagonal, 645. 08028 Barcelona. 2 Departamento de Biología Animal y Ecología. Universidad de Granada. Campus Universitariode Fuentenueva. 18071 Granada.3 Área de Ecología. Universidad de Vigo. Campus Lagoas-Marcosende. 36200 Vigo.4 CEDEX. División de Ecología de los Sistemas Acuáticos Continentales. Paseo Bajo Virgen delPuerto, 3. 28005 Madrid.5 Departamento de Biología Vegetal y Ecología. Universidad de Almería. Cañada de San Urbano,s/n. 04120 Almería.6 Departamento de Ecología e Hidrología. Universidad de Murcia. Campus de Espinardo. 30100Murcia.7 Departament de Biologia. Universitat de les Illes Balears. Crta. Valldemosa, km. 7.5. 07071Palma de Mallorca.

RESUMEN

La Directiva Marco del Agua (DMA) establece la necesidad de definir las condiciones de referencia, que sirvan de patróndel estado ecológico del resto de estaciones del mismo ecotipo. Varios son los criterios que pueden ser utilizados para laselección de las condiciones de referencia. En el proyecto GUADALMED cinco localidades por cuenca muestreada, fue-ron escogidas a priori según la experiencia de los expertos en cada zona, uno de los criterios contemplados en la DMA.Los resultados mostraron en muchas de las estaciones seleccionadas (un 72%) una calidad biológica alterada (IBMWP<100 en todas las campañas muestreadas) y un bosque de ribera perturbado (QBR <75). A partir de estos resultados seanalizó si era posible el establecimiento de una serie de criterios que ayudaran a establecer condiciones de referencia. Paraello se seleccionaron diferentes criterios como la conservación del bosque de ribera, los usos naturales de la cuenca, lanaturalidad del canal fluvial, la ausencia de embalses que regularan el caudal, un hábitat del lecho adecuado y concentra-ciones bajas de parámetros físico-químicos, en cada uno de los puntos estudiados. Algunas estaciones cumplían todos loscriterios, mientras que otras podrían fácilmente cumplirlos reubicando el punto de muestreo aguas arriba o abajo del río omediante técnicas de restauración. Los resultados fueron comparados con la tipología mediante el Sistema B establecidaen otro trabajo de este volumen. En algunos ecotipos, la falta de estaciones de referencia y la imposibilidad de encontrar-las dadas las características de la cuenca y el tramo, implica la imposibilidad de establecer condiciones de referencia y lanecesidad de establecer el Máximo Potencial Ecológico. Al comparar los criterios establecidos para cada estación con losvalores de los índices biológicos hallados en todas las campañas, se observa que los criterios establecidos son adecuados,ya que las estaciones que los cumplen tienen un IBMWP y QBR superior. Este trabajo pretende establecer unos criteriosgenerales que serán utilizados como base para la selección y validación de condiciones de referencia en la segunda fasedel proyecto GUADALMED.

Palabras clave: referencia, criterios, Directiva Marco del Agua, ecotipo, ríos mediterráneos

ABSTRACT

The water Frame Directive (WFD) establishes the need to define reference conditions in order to determine the ecologi-cal status of all the test sites from each ecotype. Several criteria may be used to select reference conditions. In the GUA-DALMED project, five localities per basin were selected a priori according to the experience of experts, which is one of


INTRODUCCIÓN

Los criterios para la determinación del estadoecológico propuestos por la Directiva Marco delAgua (DMA), están basados en parámetros bio-lógicos y son relativos a las condiciones de refe-rencia de cada grupo de puntos o tipo de río(D.O.C.E., 2000). Según Chovarec et al. (2000)una localidad de referencia se define como elestado que ha existido antes de las perturbacioneshumanas, o al menos sin influencias humanasque hayan alterado de manera significativa lascaracterísticas naturales de un río. Owen et al.(2001), dan una definición más precisa basada enla DMA y consideran que una estación de refe-rencia es aquella que tiene valores físico-quími-cos, hidromorfológicos y biológicos correspon-dientes a las estaciones no perturbadas, y queademás, deben tener concentraciones de contami-nantes específicos sintéticos o no, cercanas acero o al menos indetectables. Así pues, son equi-valentes a las condiciones control, que se utilizanen otros trabajos (Reynoldson et al., 1997).

El concepto de condición de referencia esampliamente conocido y utilizado para determi-nar la calidad ecológica de un tramo de río(Reynoldson et al., 1997). Así, en EE.UU estásiendo utilizado por la EPA (US EnvironmentalProtection Agency) (Davis & Simon, 1995), enel Reino Unido para la clasificación de ríos

(Wright, 1995), en Australia para el “NationalRiver Health Program” (Parsons & Norris,1996), en Sur África para el “River HealthProgramme” (Eekhout et al., 1996) y en Europase pretende usar de forma extensiva en la DMA(D.O.C.E., 2000).

La utilización de la condición de referencia,como base para la determinación de la calidadecológica de otras localidades mediante compa-ración (D.O.C.E., 2000; International Standardon Water Quality, 2000), es una aproximaciónnovedosa que difiere ampliamente de las tradi-cionales (Reynoldson et al., 1997) - donde lacalidad de una localidad era comparada con lahallada aguas arriba de la perturbación - ya quepuede referirse a varios grupos de localidadesde ríos o cuencas distintas, aunque todos ellosagrupados en la misma tipología (o ecotipo)(Gibson et al., 1994; Hughes, 1995; Barbour etal., 1996). Con ello, la obtención previa de unatipología es importante para el establecimientode las condiciones de referencia (Resh et al.,1995; Gerritsen, 1995; D.O.C.E., 2000), detal manera que una vez conocidos los valoresde las diferentes variables medidas en cadapunto, la calidad del agua de esa localidadpuede referirse como un % de cambio respectoa la condición de referencia del ecotipo al quepertenece (Wrigth et al., 1984; Moss et al.,1987; Resh et al., 1995).


the criteria considered in the WFD. Results showed that in 72% of selected reference conditions, water quality was poor(IBMWP<100 in all sampled seasons) and the riparian vegetation, altered (QBR<75). Consequently, we established a setof new criteria for appropriate selection of reference conditions for natural riparian vegetation status, natural basin uses,unaltered fluvial channel, absence of reservoirs, diverse river habitat conditions and low nutrient concentrations. A fewsites conform to all these criteria, whereas others may comply when a site upstream or downstream is considered instead,or after restoration techniques are applied. Results obtained were compared with the previously established System Btypologies. For some ecotypes, no reference sites were found occasionally because of the difficulty in finding given basinor river reach characteristics. In these cases, a “Maximum Ecological Potential” was used instead of the reference con-dition. When the criteria established were compared with the biological indices across seasons for each site, a positiveand significant relationship was found between all criteria and the IBMWP and QBR indices. Here, we present a set ofcriteria for use as a general framework to select and validate reference condition during the second phase of the projectGUADALMED.

Key words: reference, criteria, Water Frame Directive, ecotype, mediterranean rivers

En Resh et al. (1995) aparecen una serie deideas a tener en cuenta para la selección de lospuntos de referencia: 1) Deberían pertenecerdentro de la “ecoregión” de interés; 2) Nodeben existir alteraciones río arriba, ni presen-tar ningún foco contaminante, vertidos o conta-minación difusa; 3) La zona circundantedebe poseer una densidad de población y deinfraestructuras baja, y una reducida actividadagrícola; 4) No deben existir repoblaciones pis-cícolas en la zona; y 5) El drenaje de la locali-dad debe ser a través de terrenos públicos.Además, la presencia de especies alóctonas oinvasivas también deberían tenerse en cuenta(Owen et al., 2001).

Varios son los criterios y métodos que sehan propuesto y aplicado para la selección depuntos de referencia (Hughes, 1995; Johnson,1993; Reynoldson et al., 1997). Los métodosbasados en muestreos extensivos son los másutilizados en Europa, a pesar de estar restringi-dos a una región concreta y ser costosos de ini-cializar (Owen et al., 2001). La opinión delexperto es un método fácil si se disponen deestudios previos en la zona a muestrear, aun-que debe ser validada debido al sesgo quepuede presentar (Owen et al., 2001). Por otrolado, los datos históricos, los modelos predicti-vos o la paleolimnología también son contem-plados por la DMA a pesar de que su obten-ción es compleja y son poco utilizados.Aunque todos los métodos poseen alguna limi-tación, la idea común es que un punto de refe-rencia debe estar mínimamente perturbado(Resh et al., 1995; Gerritsen, 1995;Reynoldson et al., 1997; D.O.C.E., 2000). LaDMA por su parte, propone que la determina-ción de los puntos de referencia debe hacerseen base a los parámetros de calidad ecológica(D.O.C.E., 2000), exigiendo una muy buenacalidad de los índices en estos puntos.Además, otros métodos no contemplados,podrían ser utilizados. Así por ejemplo, en laPenínsula Ibérica, para el estudio realizadosobre la regionalización del río Ebro se utiliza-ron los datos disponibles en la administraciónde los últimos años, método que aunque no

directamente contemplado, también da buenosresultados en el caso de que se dispongan deestos datos (Munné & Prat, 1999).

Los ríos mediterráneos del levante peninsulary Baleares, están altamente afectados por per-turbaciones humanas de diferente tipo (Prat,1993), hecho que puede limitar el estableci-miento de condiciones de referencia para cadaecotipo según los criterios de la DMA, sobreto-do en aquellas que se refieren a los tramosmedios-bajos de los ríos. Para estos tramos, lascondiciones de referencia podrían ser recons-truidas técnicamente mediante datos históricos,paleológicos o modelos (Chovarec et al., 2000;Owen et al., 2001), métodos también contem-plados en la DMA. No obstante, en ausencia detodos estos datos, la referencia puede basarse enla opinión de los expertos. En último caso si lasperturbaciones humanas hacen imposible elestablecimiento de condiciones de referencia, sepodría establecer lo que se conoce en la DMAcomo Máximo Potencial Ecológico, correspon-diente a la calidad ecológica mejor que se lepuede asignar a un ecotipo.

Los objetivos de este trabajo son: Validarmediante los índices biológicos y de ribera(IBMWP —ver Alba-Tercedor et al., este volu-men— y QBR) las estaciones establecidas apriori como de referencia en la primera fase delproyecto GUADALMED; establecer los crite-rios básicos a tener en cuenta para la selecciónde estaciones de referencia para la segunda fasedel Proyecto; comparar los resultados obtenidoscon la tipología del Sistema B y modificada porlos expertos que se expone en Bonada et al.,este volumen.

MATERIAL Y MÉTODOS

Dada la variabilidad de condiciones que se pue-den encontrar en las diferentes ecoregiones ylos ecotipos dentro de ellas, la manera de selec-cionar las estaciones de referencia puede sermúltiple. De forma sintética los métodos paraestablecer estaciones que reflejen las condicio-nes de referencia se pueden agrupar en varias

Condiciones de referencia en el proyecto GUADALMED 101

categorías (Tabla 1). En el caso del proyectoGUADALMED, dado el conocimiento frag-mentario que se tenía del conjunto de los ríos aestudiar, inicialmente se empleó el método dela opinión del experto. En este caso, cada unode los expertos seleccionó las estaciones quejuzgó como de referencia en su cuenca. Paraello, en las 12 cuencas muestreadas se escogie-ron un mínimo de 5 localidades a priori, antesdel muestreo, mediante la experiencia de cadainstitución en su zona. Estas estaciones deberí-an abarcar, en la medida de lo posible, distintostramos de ríos o condiciones. Con ello, el esta-blecimiento de las condiciones de referencia sehizo previamente a la tipología.

Para comprobar hasta qué punto las estacio-nes de referencia presentaban característicasbiológicas compatibles con una alteración bajao nula por la actividad humana, se utilizaron losíndices biológicos de todas las campañas mues-treadas. Como criterios de obligado cumpli-miento se adoptó que una estación era buenacomo de referencia si el valor del IBMWP entodas las campañas era superior a 100 (Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega, 1988) y el QBRsuperior a 75. Este último límite se escogió,debido a que el 95, propuesto por Munné et al.(1998), es muy exigente ya que supone un esta-do natural, mientras que el valor de 75 admite

una mínima perturbación. Una vez conocidoslos resultados se establecieron una serie de cri-terios para que la selección de las estaciones dereferencia fuera más objetiva. Los criterios utili-zados se exponen en la Tabla 2. Con ellos seconstruyó una matriz para todas las estacionesde SÍ/NO, donde SÍ indicaba que cumplía crite-rio y NO, que no lo cumplía, que fue transfor-mada en 1/0, respectivamente. Para cada puntode muestreo se obtuvo un valor correspondientea la suma de todos los criterios de referencia, alque llamamos SCR (Anexo 1).

Debido a que en la DMA se expone que lasestaciones de referencia deben establecerse paracada uno de los ecotipos, las estaciones fueronordenadas según los ecotipos del Sistema B (verel trabajo de Bonada et al., este volumen), y asífueron analizadas.

RESULTADOS

Estaciones de referencia por criterio de expertos y calidad ecológica

Para testar las estaciones de referencia seleccio-nadas a priori por los expertos, se analizaron elnúmero de estaciones que tenían una buena cali-dad ecológica QBR mayor a 75, y IBMWP supe-


Tabla 1. Métodos para el establecimiento de las condiciones de referencia. Adaptación de los propuestos por Owen et al., 2001. Methods toestablish the reference conditions. Adapted from Owen et al., 2001

Método Ventajas Inconvenientes

Opinión del experto Puede incorporar datos históricos, Sesgo. Subjetividad.opiniones y conceptos actuales

Datos históricos Poco costosos de obtener. Datos variables, pocos métricos. La calidad de los datos puede ser pobre o desconocida.

Datos disponibles Fáciles de obtener. Sesgo, datos variables.

Paleolimnología Incorpora datos físico-químicos Limitados a sistemas lénticos. y biológicos. Costos iniciales elevados.

Modelización Específicos de cada región. Requiere gran cantidad de datos, calibración y validación.

Estudios Específicos de cada región. Costosos de inicializar.

rior a 100. Debido a que el IBMWP está calcula-do para las distintas campañas, para cada esta-ción se calculó el % de campañas con IBMWPsuperior a 100. Así un valor de 100% de IBMWP

indicaría que en todas las épocas muestreadas sehalló una muy buena calidad del agua. Los datosobtenidos fueron analizados separadamentesegún si la estación fue seleccionada como de


Tabla 2. Criterios para la selección de las condiciones de referencia en el proyecto GUADALMED. Criteria to select reference conditions inthe GUADALMED project.

<10% uso de la cuenca (subcuenca) urbano, agrícola o industrialCon ello se quería evaluar la dominancia o no de una cuenca con usos naturales. La respuesta SÍ indicaría cuenca sinalteraciones.

Bosque de Ribera NaturalizadoEste criterio se refería al estado de conservación de la cobertura vegetal de las riberas. Se consideraría SÍ cuando lacobertura existente en un punto de muestreo es la que debería de tener para ese tipo de río. En la mayoría de los casos,la referencia será un bosque de ribera con árboles y cobertura total. No obstante, en otros casos no tiene que ser así; porejemplo en cabeceras de más de 2000m de altitud puede no existir cobertura por causas naturales y esto sería la situaciónde referencia. En las ramblas o en los ríos temporales el estrés hídrico puede hacer que la cobertura arbórea no exista o seamenor al 100%, lo que sería la situación natural.

Bosque de Ribera constituido por especies autóctonasSe consideraría SÍ cuando el bosque de ribera estaba formada exclusivamente por especies vegetales autóctonas. En el casode que se encontrara un solo pie alóctono y este se tratara de una especie naturalizada (Robinia pseudoacacia, por ejemplo)no se tendría en cuenta. La lista de especies no autóctonas se encuentra en la hoja de campo del QBR.

Bosque de Ribera sin alteracionesEn este caso, un punto de muestreo tendría un bosque de ribera sin alteraciones cuando no existían infraestructurasimportantes en las riberas, tales como fábricas, casas, polideportivos,.... La respuesta SÍ indicaría bosque sin alteraciones.

Canal fluvial naturalSe consideraría SÍ cuando el río no está canalizado ni presenta escolleras que regulen el canal del río, o presas transversalesu otras estructuras similares.

Río sin RegulaciónUn punto de muestreo sometido a una regulación por embalses aguas arriba, se consideraría regulado. La respuesta SÍindicaría tramo sin regulación.

Hábitat del lecho adecuadoSe consideraría SÍ cuando el tramo estudiado tuviera un sustrato correspondiente al del tipo al que pertenece, es decirpiedras grandes en partes altas; cantos y gravas en tramos medios y bajos y arenas o limos en las zonas aluviales.

Concentración de amonioEn este caso un SÍ significaría una concentración de amonio menor a 0.5mg/l.

Concentración de N-Nitritos<0.01En este caso un SÍ significaría una concentración de N-nitritos menor a 0.01mg/l.

Concentración de P-Fosfatos<0.05En este caso un SÍ significaría una concentración de P-fosfatos menor a 0.05mg/l.

referencia o no. En la Tabla 3, se muestra elnúmero de estaciones que cumplirían la referen-cia para el IBMWP, el QBR y ambos índices a lavez. Las estaciones con mayor potencial paracumplir la condición de referencia se definieroncomo aquellas que la cumplieran para elIBMWP y el QBR (como únicos índices biológi-cos medidos). Así pues, según los resultados, un42.6% de estaciones consideradas de referencialo son para el IBMWP, y un 57.4% para el QBR,

mientras que tan solo un 28% lo son para ambosíndices. Ello indicaría que la opinión de losexpertos ha fallado en un 72% de los casos. Porotra parte, solamente una estación no selecciona-da como de referencia podría serlo para elIBMWP y el QBR, mientras que 9 podrían serlopara el QBR y 4 para el SBMP. Ello indicaríaque a pesar de que los expertos seleccionaronalgunas estaciones que no deberían serlo, lasdemás estaciones muestreadas tampoco tienendemasiado potencial para ello.

Según se muestra en la Tabla 4, las estacio-nes seleccionadas por los expertos que cumplen


Tabla 3. Validación de las estaciones de referencia seleccionadasa priori por los expertos, según sus %IBMWP y QBR. Validationof the reference sites selected a priori by the expert panel using%IBMWP and QBR indices.

Referencia para el IBMWP

REFERENCIANúmero estaciones con 100% IBMWP>100 23Número estaciones totales de REF 54% estaciones de referencia buenas para el IBMWP 42.6

NO REFERENCIANúmero estaciones con 100% IBMWP>100 4Número estaciones totales de NO-REF 97% estaciones de referencia buenas para el IBMWP 4.1

Referencia para el QBR

REFERENCIAEstaciones con un QBR>75 31Número estaciones totales de REF 54% estaciones de referencia buenas para el QBR 57.4

NO-REFERENCIAEstaciones con un QBR>75 9Número estaciones totales de NO-REF 97% estaciones de referencia buenas para el QBR 9.3

Referencia para IBMWP y el QBR

REFERENCIAEstaciones con 100% IBMWP>100 y QBR>75 15Número estaciones totales de REF 54% estaciones de referencia buenas 28para el IBMWP y el QBR

NO-REFERENCIAEstaciones con 100% IBMWP>100 y QBR>75 1Número estaciones totales de NO-REF 97% estaciones de referencia buenas 1para el IBMWP y el QBR

Tabla 4. Estaciones de referencia seleccionadas a priori por losexpertos con buena calidad ecológica para el IBMWP y el QBR, yordenadas según su ecotipo (Bonada et al., en este volumen).Reference sites selected a priori with good ecological status accor-ding to IBMWP and QBR values of indices, grouped by ecotype(Bonada et al., in this issue).

Estaciones con Sistema B%IBMWP>l 00 y QBR>75 modificado expertos

JU8-R Cal/CabSE1-R Cal/Cab

AD5-R Sil/CabB35-R Sil/Cab

Sil/MB

JU2-R Cal/MBL54 Cal/MBL60a-R Cal/MBSE16-R Cal/MBSE18-R Cal/MB

Cal/GB

Llan-Aluvial

B7a-R Temporales

AG1-R KarstAG7-R KarstAL7-R KarstL44-R KarstPO7-R KarstPO8-R Karst

Ramblas

los criterios del IBMWP y el QBR pertenecen adistintos ecotipos del Sistema B, y en 4 de los 8resultantes no existen estaciones de referencia.El límite establecido para el IBMWP de 100podría ser demasiado elevado en algunos tipos(ramblas, llanura aluvial o grandes ríos calcáre-os), debido a las características hidrológicas,químicas o estructurales naturales, y ello podríaser el origen de la falta de estaciones de refe-rencia en algún ecotipo. Otro aspecto importan-te a tener en cuenta es la variación estacional delas comunidades de macroinvertebrados, aun-que estudios realizados en algunas de las cuen-cas muestradas ponen de manifiesto que elIBMWP es independiente de la estacionalidad(Zamora et al., 1995).

Criterios para la selección de las condicionesde referencia, de forma menos subjetiva

En el Anexo 1, se presentan las localidadesmuestreadas agrupadas por ecotipo, y con elcorrespondiente valor de SCR. De las 54 esta-ciones seleccionadas a priori por los expertos,78.6% no cumplían los criterios de referenciapara serlo (tenían una SCR baja), lo que vuelvea poner de manifiesto la necesidad de reconsi-derar las estaciones seleccionadas como de refe-rencia. Del total de estaciones muestreadas,solamente 15 tienen un 10 de SCR, y por tantose consideran como localidades que cumplentodos los criterios de referencia (Anexo 2). Delresto de estaciones, 36 poseen valores de SCRentre 7 y 9, siendo los criterios referentes a laribera los que están más frecuentemente altera-dos. Debido a que las riberas son altamenteheterogéneas en el espacio (Munné et al., 2003),el valor de SCR podría mejorarse, si fuera posi-ble, reubicando el punto de muestreo en unazona cercana a la muestreada que presentara unamejor conservación de la vegetación riparia, locual no siempre ocurre. Lo mismo sucede enaquellas estaciones en las que el factor limitantepara la referencia es algún parámetro físico-quí-mico, en cuyo caso debería testase su efectosobre la fauna macroinvertebrada para estable-cer su potencial de referencia. De la misma

manera, existen estaciones que fallan en algúnparámetro físico-químico y de ribera potencial-mente mejorables, como las JU8-R y MI7 conSCR de 6. En otros casos, el factor que hace dis-minuir es el referente al % de la cuenca naturalo al de canalización o regulación. Estos factoresson considerados como altamente perturbadoresde las comunidades bentónicas y prácticamenteimposible de restaurar por lo que los puntos demuestreo no podrían ser considerados de refe-rencia, a pesar de poseer un bosque de ribera yun sustrato bien estructurados. Este es el casopor ejemplo de un punto en la parte media-bajadel río Llobregat que si bien fue consideradocomo de referencia por los expertos, su ubica-ción aguas abajo del embalse de la Baells, haceque se reconsidere su condición de referencia, apesar de poseer una buena calidad biológica yriparia (Prat et al., 1999; 2000; 2001).

Cuando las estaciones con elevados SCR secontrastan con los ecotipos se observa que lascabeceras silíceas, cabeceras calcáreas, ríostemporales, karsts, tramos medios bajos de ríoscalcáreos y ramblas poseen estaciones que cum-plen los criterios de referencia. No obstante, elnúmero de estaciones de elevado SCR es reduci-do en algunos de ellos (ramblas, por ejemplo).

Por otra parte, el ecotipo tramos bajos de ríosgrandes calcáreos, no posee ninguna estacióncon SCR de 10, debido a que por la ubicaciónde este tipo, las estaciones suelen estar canaliza-das y la cuenca siempre está alterada y regulada,lo que supone que el mínimo de SCR exigido eneste ecotipo, si obviamos estos tres criterios,debería ser de 7. Las estaciones que en este eco-tipo tuvieran una SCR de 7 o mayor (sin llegara 10) debido a que tienen alterado sólo algunode estos criterios, podrían ser consideradascomo las potenciales de referencia dentro de esetipo, que podrían ser utilizadas para calcular elMáximo Potencial Ecológico (MPE) del ecoti-po. Según esto, dos estaciones del Júcar, cum-plen estas características, aunque son insufi-cientes estadísticamente para establecer el MPE.

Los demás ecotipos (tramos medios bajos deríos silíceos o los ríos de la llanura aluvial) noposeen estaciones potenciales a cumplir los cri-


terios debido a su elevado grado de alteraciónantrópica y además las SCR halladas son infe-riores a 7, con lo que no se pueden establecerestaciones potenciales a cumplir criterios parael MPE. Ello implicará que para la segunda fasedel proyecto GUADALMED se deberá ponermás esfuerzo en seleccionar estaciones de estosecotipos que posean una elevada SCR para quecumplan criterios de referencia o de MPE.

Una vez establecidos estos criterios, se quisodeterminar si el valor de SCR (indicador depotencialidad de referencia), proporcionabatambién una indicación de la calidad biológica yriparia (medidas mediante el IBMWP y el QBR,respectivamente), con el fin de testar de algunamanera la validez de los criterios seleccionados.Para ello, se presentan unos gráficos de disper-

sión (Fig. 1a y 1b) donde se relacionan los valo-res de SCR de todas las estaciones con elcorrespondiente %IBMWP>100 y el QBR. Losresultados indican que a valores elevados deSCR hay una tendencia a que las estaciones ten-gan valores elevados de %IBMWP y QBR. Noobstante, existen algunas estaciones que a pesarde tener una SCR elevada tienen un %IBMWP oun QBR reducido, aunque las correlaciones dePearson calculadas muestran que la tendencia espositiva y significativa (r = 0.61 para el%IBMWP y r = 0.63 para el QBR, p = 0.001).Las estaciones que huyen de esta tendenciapodrían estar afectadas por varios factores.Referente al QBR, estas localidades podrían serlas que fácilmente cumplirían los criterios dereferencia, si se reubicaran en un lugar cercano,


Figura 1: Relación entre la SCR (Suma de Condiciones de Referencia) y los valores de %IBMWP (a) y QBR (b) para todas lasestaciones muestreadas. El número de líneas de cada círculo indica el número de casos. Relationship between the SCR (Sum ofReference Conditions) and the values of %IBMWP (a) and QBR (b) for all the sampling sites. The number of lines on each circleindicates number of cases.

ya que para muchas de ellas el estado del bos-que de ribera es el factor limitante. En el casode %IBMWP, el problema podría ser que lasestaciones con SCR elevada y %IBMWP redu-cido, pertenecieran a ecotipos cuyos rangos decalidad deben ser redefinidos, inclusive aque-llos en los que no es posible el establecimientode estaciones que cumplan criterios de referen-cia sino de MPE. A pesar de todo ello, los resul-tados parecen indicar que los criterios escogidospara determinar la referencia son adecuados, yaque reflejan, al mismo tiempo, la calidad bioló-gica del sistema, según se indica en la DMA,aunque es necesaria un establecimiento de losrangos de calidad para cada ecotipo.

DISCUSIÓN

Una condición de referencia puede ser estable-cida utilizando varios criterios (Hughes, 1995;Johnson, 1993; Reynoldson et al., 1997), perosiempre teniendo en cuenta una serie de consi-deraciones (Resh et al., 1995). Algunos de estosmétodos están basados en datos históricos de lostramos a estudiar, aunque a veces éstos soninaccesibles o bien están basados en métodosdesconocidos y diferentes a los que se quierenaplicar (Reynoldson et al., 1997). También sehan propuesto métodos basados en la paleolim-nología, aunque ello supone importantes limita-ciones en los ríos (Bennion & Fluin, 2001).Estudios experimentales con sustancias tóxicastambién podrían ser usados, aunque son de difí-cil aplicación a toda la comunidad de macroin-vertebrados (Reynoldson et al., 1997), hechoque no sería muy adecuado si se pretende deter-minar el estado ecológico del sistema. Losmétodos más utilizados para la determinaciónde las condiciones de referencia están basadosen los valores que proporcionan los índices bio-lógicos (Reynoldson et al., 1997), aunque sedebería tener en cuenta su variabilidad anual yreferente al hábitat (Barbour et al., 1999) y alecotipo (Wrigth et al., 1984; Moss et al., 1987;Resh et al., 1995). No obstante, en algunoscasos se ha utilizado el “conocimiento del

experto” para determinar las estaciones de refe-rencia, aunque éste depende de su experienciaen la zona a muestrear (Reynoldson et al.,1997).

En nuestro caso, las estaciones de referenciafueron escogidas a priori según la experienciade cada grupo de trabajo en la zona estudiadas(e.g., Mellado et al., 2002; Prat et al., 1999,2000, 2001; Varios Autores, 1988, Ortega et al.,1991; Vidal-Abarca et al., 1991). Como se des-prende de los resultados, el criterio de losexpertos falló en la asignación de una estacióncomo de referencia para el IBMWP y el QBR(72% de error). Este error, podría ser debidoen parte, a que se establecieron un mínimode 5 estaciones por cuenca que deberían ser dereferencia, cuando nuestros resultados hanmostrado que las que podrían serlo son muchasmenos, e incluso de la primera aproximación delos expertos, solamente una que no fue conside-rada podía haber estado.

Todo ello supuso la reconsideración de lo quedebería ser la referencia, estableciendo una seriede criterios más objetivos para determinar lapotencialidad de que una estación fuera de refe-rencia. Estos nuevos criterios, suponen que elnúmero de estaciones de referencia es menorque las establecidas por los expertos anterior-mente (15 según los nuevos criterios respecto 54a priori), lo que ayuda a reducir el error cometi-do por el experto. No obstante, aparecen algu-nas estaciones, que si bien no pueden ser consi-deradas como de referencia para la primera fasedel GUADALMED, si podrían serlo en lasegunda fase del Proyecto si se reubicaran enalgún punto cercano con mejores condiciones,ya que los valores de SCR que tienen son relati-vamente elevados (entre 7 y 9, y en algunoscasos 6) y tienen un buen porcentaje de cuencanatural y no están ni regulados ni canalizados.La mayor parte de estos puntos, fallan en cuantoal bosque de ribera, lo que indicaría bien la ele-vada degradación de los bosques de ribera de lascuencas mediterráneas estudiadas.

Los resultados de la validación de estos nue-vos criterios para la referencia son positivos, enel sentido que la SCR (que indicaría el grado de


referencia de un punto) está bien correlacionadacon los valores de IBMWP y QBR. En algunoscasos existen elevados valores de SCR que pose-en un %IBMWP menor de 100, lo que podría seruna consecuencia de que los criterios de selec-ción de referencia fueran incompletos o queotros factores que no se han considerado fueranimportantes, pero también a que el límite esta-blecido de 100 para el IBMWP sea demasiadoexigente en algunos de los ecotipos. Así pues,para la segunda fase del GUADALMED, se pre-tende incidir en el tema de la selección de refe-rencia, poniendo especial atención en el estable-cimiento de rangos de calidad para cada tipo yen la validación de los criterios aquí expuestos.

Tal y como especifica la DMA el estableci-miento de las condiciones de referencia debehacerse teniendo en cuenta los distintos ecotiposhallados según el sistema A o B, y cada ecotipodebería tener un mínimo de estaciones de refe-rencia suficiente (D.O.C.E., 2000). Según losresultados mostrados en Bonada et al. (estevolumen), una tipología mediante el sistema Asupone el establecimiento de demasiados ecoti-pos como para encontrar diferencias en la com-posición de macroinvertebrados y estaciones dereferencia de cada ecotipo (16 grupos o tipos),en cambio la tipología obtenida con el sistemaB, parece mejor desde el punto de vista ecológi-co y de simplificación de la información. Segúnesta tipología aparecen 9 ecotipos, pero losresultados muestran que no todos poseen esta-ciones que cumplan o pudieran cumplir los cri-terios de referencia, lo que dificulta el estableci-miento de los límites de calidad para cada tipo.Así, para los ecotipos tramos medios bajos decuencas silíceas, tramos bajos de ríos grandesen cuencas calcáreas y la llanura aluvial sedebería buscar para la segunda fase del Proyectolocalidades potenciales a cumplir estos criterios.En el caso de que no fuera posible, debido a laelevada alteración de estos ecotipos, se podríanestablecer para cada ecotipo el MáximoPotencial Ecológico, siguiendo la denominaciónde la DMA. En estos casos, en los que no exis-ten estaciones de referencia posibles para unecotipo, la DMA propone el uso de modeliza-

ción del potencial que debería tener esta ecore-gión, mediante modelos predictivos tipo RIV-PACS (Wrigth, 1995), datos históricos o paleo-limnológicos (D.O.C.E., 2000). No obstante,debido a la inexistencia de estos datos en lamayoría de cuencas mediterráneas peninsularesy baleáricas, y a que en su caso, la metodologíapueda ser distinta a la utilizada para el proyectoGUADALMED, la modificación de los rangosde calidad para cada ecoregión, sería una alter-nativa, estableciendo unos mínimos (potencialecológico) para cada tipo.

Debido a que los distintos países miembrosutilizan diferentes elementos para la determina-ción del estado ecológico (Johnson, 2001), losmétodos usados para el establecimiento de lascondiciones de referencia también varían(Owen et al., 2001). Así, los resultados demuestreos extensivos de datos físico-químicos,hidromorfológicos y macroinvertebrados sonlos más comunes. Según Owen et al. (2001), laopinión del experto debería ser el último méto-do a utilizar debido al enorme sesgo que puedepresentar, y debería ser validado, tal y como seha demostrado en este trabajo. No obstante,este método juntamente con los datos históricostambién están siendo ampliamente extendido,seguidos de los modelos predictivos y la paleo-limnología. Estos tres últimos métodos soncomplejos, ya sea porque en el caso de losdatos históricos se desconoce la metodologíausada para su obtención (Reynoldson et al.,1997) o no se midieron todas las variablesnecesarias, o bien porque no son directamenteaplicables en ríos (paleolimnología) (Owen etal., 2001). En el caso de los métodos predicti-vos, los tipo RIVPACS (Wrigth, 1995), BEAST(Reynoldson et al., 1995) o AusRivAS (Parsons& Norris, 1996) han sido utilizados en paísescon una base de datos previa muy amplia ydiseñada para este uso.

El uso de un PRECE (Protocolos Rápidos deEvaluación de la Calidad Ecológica, ver Jáimez-Cuéllar en este volumen) implica una simplifi-cación en la toma de muestras y procesado(Resh et al., 1995; Barbour & Gerritsen, 1996)para aumentar la rapidez pero perdiendo el


mínimo de información. Ello supone que el usode réplicas en cada uno de los puntos es limita-do o inexistente, lo que implica la imposibilidadde aplicar métodos estadísticos paramétricos.No obstante, varios autores han sugerido, que eluso de estaciones de referencia podría facilitarla aplicación de estos métodos dentro de unamisma ecoregión o ecotipo (Norris, 1995; Reshet al., 1995), y por tanto pueden ser válidas parala determinación de los límites de calidad. Así,en la segunda fase del GUADALMED seránecesaria una ampliación del número de esta-ciones de referencia en cada tipo lo que permiti-rá la aplicación de análisis estadísticos con fia-bilidad para desarrollar el método predictivoMEDPACS.

Otro problema añadido a la selección de con-diciones de referencia y que normalmente no setiene en cuenta es la presencia de especies alóc-tonas. A pesar de que un tramo de río puedatener una muy buena calidad ecológica por loque a los parámetros físico-químicos y algunosbiológicos se refiere, la presencia de especiesintroducidas puede alterar las poblaciones deorganismos (plantas o animales). Un problemaimportante de las cuencas mediterráneas es lagran proliferación del cangrejo de río americano(Procambarus clarkii), lo que puede suponer uncambio en la composición de macroinvertebra-dos y por tanto, afecta al índice biológico (Vila,com. pers.). En el caso de la vegetación de ribe-ra, la presencia de especies vegetales alóctonasse incluye en el índice QBR (Munné et al.,1998), y se ha tenido en cuenta en los criteriosde selección de las condiciones de referenciapresentados en este artículo.

Una vez establecidas las condiciones de refe-rencia para una zona, éstas deberían revisarse ycuestionarse cada cierto tiempo debido a unposible cambio de calidad de origen antrópico(cambio climático, cambio en los usos de lacuenca,…) (Owen et al., 2001). Además, unavez establecida esta red de referencia, los poten-ciales ecológicos de cada tipo deberán ser testa-dos y modificados de nuevo.

Así pues, según los criterios establecidos,una estación sería considerada como de refe-

rencia si la SCR es 10. En el caso que en untipo no haya ninguna estación con puntuación10, si el SCR está entre 7 y 9 (o 6 en algunoscasos), todavía sería posible considerarla dereferencia si lo que falla no es el % cuencanatural, la regulación o la canalización. En estecaso si lo que fallara fuera la físico-química, oel bosque de ribera, el problema se podría solu-cionar buscando un punto cercano con mejorescondiciones (sin árboles alóctonos, con unamejor cobertura,...). Si en un tipo no hay ningu-na estación con SCR 10, y todas las estacionesfallaran en el % cuenca natural, la regulacióny/o la canalización (Cal/GB, por ejemplo) enlugar de hablar de referencia hablaríamos deMPE (máximo potencial ecológico) aceptandoque estas 3 características son imposibles decumplir y por tanto obviando 1, 2 y/o 3 de loscriterios, y calculando las estaciones MPE conel resto de criterios. Por lo tanto, las estacionesde los ecotipos de MPE deben tener un SCRigual o superior a 7. En el caso de que no sepueda (por ejemplo, en el ecotipo LlanuraAluvial), debido a que la físico-química o laribera está alterada en un determinado punto, sedebería tratar de hallar un punto cercano quecumpliera estas características de MPE. Noobstante, si es imposible hallar tramos en mejo-res condiciones, se entiende que con medidasde restauración apropiadas se puede, comomínimo, conseguir el MPE.

AGRADECIMIENTOS

Este trabajo se ha realizado mediante la finan-ciación de los proyectos HID98-0323-C05 yREN2001-3438-C07 del Ministerio de Cienciay Tecnología y PLP/10/FS/97 de la FundaciónSéneca de la CARM. Nuestro especial agradeci-miento al Área de Coordinación y AplicacionesTecnológicas de la D.G.O.H. del Ministerio deMedio Ambiente, al Àrea de Medi Ambientde la Diputació de Barcelona, a la Delega-ción de Granada de la Consejería de MedioAmbiente de la Junta de Andalucía y a laAgencia Catalana de l’Aigua por su apoyo.


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Anexo 1. Valores de SCR de las estaciones muestradas, agrupadas según ecotipos (Bonada et al., en este volumen). Para la clave delas estaciones ver Robles et al., en este volumen. Los códigos con –R indican estaciones seleccionadas a priori por los expertos.Values of SCR for all sampling sites, grouped by ecotype (Bonada et al., in this issue). For a key of the sampling sites see Robles etal., in this issue. Codes with –R show localities selected a priori by the expert panel.

Tipo Estación SCR Tipo Estación SCR Tipo Estación SCR

Sil/Cab AD5-R 10 Cal/Cab B30 2 Cal/MB AD2 3ALl 6 GU2-R 9 B12 5AL10 5 JU17 7 B22 8ALl l 7 JUl-R 7 B25 5AL5 1 JU6 8 B28 8AL8 5 JU7-R 7 GU3-R 7B32-R 9 JU8-R 6 GU4 1B35-R 10 L44-R 10 JU15 4GUl l 10 L56-R 7 JU16 2GU12 5 MI10 7 JUl9 5GU13 3 MI12-R 7 JU2-R 7GU14-R 7 MI7 6 JU5 6GU15-R 9 MI8-R 7 L101 1GUl-R 10 SEl-R 10 L102 2GU5-R 7 SE2-R 10 L38 3GU6-R 3 SE3-R 9 L42 4

Sil/MB ADl 0 TU14 8 L54 10AD3-R 4 TUl-R 7 L60a-R 8AD4-R 3 TU4-R 7 L60c 6AL12 3 TU5 7 L61-R 8AL13 1 TU6 8 L64a 5AL14 4 Temporales B24R 10 L68 5AL15 6 SE4 9 L90 0AL16 3 TU12-R 7 L94 1AL17 3 MIl 7 MIl l 6AL18 3 P010 5 MI4-R 5AL2 5 P05 9 MI5 7AL3 3 P06 6 MI6 6AL4 2 S01 5 MI9 6AL9 1 S02 6 MI3 8B10 3 S03 3 PO3 1B15 3 S04 6 SE10-R 6B16 2 S06 7 SE16-R 8B17a 1 S07 9 SE 18-R 9B4 3 B7a-R 9 SE5-R 8GU10-R 1 B7-R 8 SE6 3GU16 3 LlanAluvial JU14 2 SO5 1GU7-R 1 JU18 4 TU10 5GU8 2 Ramblas AG3 4 TU7 4GU9 3 AG4 5 TU9-R 7

Karst AL6-R 7 AG5 6 TU13 5AL7-R 8 AG6 2 TU8 5AG7-R 7 AG8 1 TU2 7AGl-R 7 SEl l 7 TU3 7AG2-R 7 SE 12-R 6 PO2 8PO9-R 10 SE13 7 Cal/GB JU10 6PO11 10 SE14-R 6 JUl l-R 5PO1-R 10 SE15 7 JU12 6PO7-R 10 SE17-R 8 JU13 5PO8-R 10 SE7 5 JU3 7L45R 10 SE8-R 5 JU4 6

SE9-R 2 JU9 7TUl l-R 5


Anexo 2. Estaciones muestreadas agrupadas según ecotipos, que cumplen los criterios de referencia o de Máximo PotencialEcológico, o que podrían cumplirlos, según su SCR. Los códigos con –R indican estaciones que fueron seleccionadas a priori porlos expertos. Sampling sites grouped by ecotype complying with criteria set out as reference conditions or as “Maximum EcologicalPotential”, or sites which could comply according to their SCR. Codes with –R are show sites selected a priori by the expert panel.

REFERENCIA MPE

Cumplen SCR Podrían cumplirlos SCR Cumplen SCRcriterios fácilmente criterios

Sil/Cab AD5-R 10 B32 9B35-R 10 GU14-R 7GU11 10GU1-R 10

Cal/Cab L44-R 10 GU2-R 9SE1-R 10 GU3-R 7SE2-R 10 JU1-R 7

JU6 8JU7-R 7JU8-R 6L56-R 7MI12-R 7MI7 6MI8-R 7SE3-R 9TU14 8TU1-R 7TU4-R 7TU6 8

Temporales B24-R 10 SE4 9TU12-R 7MI1 7B7a-R 9B7-R 8PO5 9SO7 9SO6 7

Karst L45-R 10 AL6-R 7PO9-R 10 AL7-R 8PO11 10 AG7-R 7PO1-R 10 AG1-R 7PO7-R 10 AG2-R 7PO8-R 10

Cal/MB L54 10 B22 8JU2-R 7MI3 8SE5-R 8PO2 8

Cal/GB JU3 7JU9 7

Ramblas SE15 7

El hábitat de los ríos mediterráneos. Diseño de un índice de diversidad de hábitat.

Isabel Pardo1, Maruxa Álvarez1, Jesús Casas2, José Luis Moreno3, Soledad Vivas2, Núria Bonada4, Javier Alba-Tercedor5, Pablo Jáimez-Cuéllar5, Gabriel Moyà6, Narcís Prat4,Santiago Robles7, Mª Luisa Suárez3, Manuel Toro7 y Mª Rosario Vidal-Abarca3

1Área de Ecología. Universidad de Vigo. Campus Lagoas-Marcosende. 36200 Vigo.2Departamento de Biología Vegetal y Ecología. Universidad de Almería. Cañada de San Urbano, s/n. 04120Almería.3Departamento de Ecología e Hidrología. Universidad de Murcia. Campus de Espinardo. 30100 Murcia.4Departament d’Ecologia. Universitat de Barcelona. Diagonal, 645. 08028 Barcelona.5Departamento de Biología Animal y Ecología. Universidad de Granada. Campus Universitario deFuentenueva. 18071 Granada.6Departament de Biologia. Universitat de les Illes Balears. Crta. Valldemosa, km. 7.5. 07071 Palma deMallorca.7CEDEX. División de Ecología de los Sistemas Acuáticos Continentales. Paseo Bajo Virgen del Puerto, 3.28005 Madrid.

RESUMEN

Los ríos mediterráneos han padecido alteraciones históricas en sus cuencas y riberas, y como consecuencia el hábitat fluvialse ha visto afectado. El índice de hábitat fluvial (IHF) surge como respuesta a la necesidad de caracterizar los cauces de losríos mediterráneos dentro de los objetivos generales del proyecto coordinado GUADALMED. Este proyecto pretende valo-rar el estado ecológico de los ríos mediterráneos de acuerdo con la Directiva Marco del Agua (2000/60/EC), la nueva legis-lación comunitaria europea de la gestión del agua. El IHF valora aspectos físicos del cauce relacionados con la heterogenei-dad de hábitats y que dependen en gran medida de la hidrología y del sustrato existente, como son la frecuencia de rápidos,la existencia de distintos regímenes de velocidad y profundidad, el grado de inclusión del sustrato y sedimentación enpozas, y la diversidad y representación de sustratos. También se evalúa la presencia y dominancia de distintos elementos deheterogeneidad, que contribuyen a incrementar la diversidad de hábitat físico y de las fuentes alimenticias, entre ellos mate-riales de origen alóctono (hojas, madera) y de origen autóctono, como la presencia de diversos grupos morfológicos de pro-ductores primarios. Se confirma la dependencia de la calidad biológica (índices biológicos y número de familias) de la cali-dad del hábitat (MGL p<0,0001), incluso después de sustraer el efecto de las otras covariables relacionadas con los patronesgenerales de distribución de invertebrados en los ríos mediterráneos (conductividad eléctrica, caudal y contaminación). Elíndice presenta un alto potencial para valorar el grado de alteración del hábitat de los ríos mediterráneos, mediante compa-ración con valores del IHF existentes en localidades de referencia con muy buen estado ecológico, objetivos a desarrollaren la segunda fase del Proyecto.

Palabras clave: hábitat, ríos mediterráneos, España.

ABSTRACT

Mediterranean rivers suffer from historical alterations in their watersheds and riparian corridors, and as a consequencetheir stream habitats are strongly impacted. The river habitat index (IHF) is designed as a response to the need for characte-rising the physical habitat of Mediterranean streams and rivers within the main objectives of the GUADALMED project. Theaim of this project is to evaluate the ecological status of Mediterranean rivers in accordance with the Water FrameworkDirective (2000/60/EC), the new European Community legislation on water management. The IHF evaluates relations betwe-en habitat heterogeneity and physical variables of the stream channel, which are influenced by hydrology and substrate com-position. This includes variables such as frequency of riffles, flow velocity and depth regime, substrate diversity and substra-te inclusion in riffles and sedimentation in pools. The index also evaluates presence and dominance of heterogeneity

115


INTRODUCCIÓN

El índice de hábitat fluvial (IHF) pretende valo-rar la capacidad del hábitat físico para albergaruna fauna determinada. A una mayor heteroge-neidad y diversidad de estructuras físicas delhábitat le corresponde una mayor diversidad delas comunidades biológicas que lo ocupan(Smith & Smith, 2000). El hábitat suministraespacio físico y proporciona fuente de alimentopara las especies. Estas características del hábi-tat constituyen The Templet en el cual la evolu-ción forja estrategias de vida características queadaptan a las especies al ambiente (Southwood,1988). La heterogeneidad del hábitat fluvial seconsidera actualmente como uno de los princi-pales factores de influencia de la riqueza deespecies de invertebrados acuáticos (Voelz &McArthur, 2000). Bajo esta premisa se han des-arrollado técnicas y métodos de muestreo enríos para evaluar la calidad biológica en funciónde los macroinvertebrados, y en los cuales secontempla el muestreo de todos los hábitats flu-viales existentes para obtener listados exhausti-vos de las especies presentes (Wright et al.,1984; Davies, 1994; Barbour et al., 1999).

El desarrollo del índice de hábitat fluvial(IHF), aplicado en el proyecto GUADALMED,está basado inicialmente en las característicasevaluadas en el RHS (River Habitat Survey), elprotocolo de muestreo de hábitats fluviales des-arrollado en el Reino Unido (National RiversAuthority, 1995), y utilizado parcialmente en laelaboración de un índice de hábitat fluvial paraun río gallego (Pardo et al., 1998). Este índicefue utilizado parcialmente junto con modifica-

ciones durante el ejercicio de ínter calibraciónen Murcia (Bonada et al., (a) en este volumen),aunque sin resultados satisfactorios. Se decidióentonces modificarlo y completarlo con nuevasvariables del hábitat generadas dentro de losgrupos de investigación del proyecto GUADAL-MED, y con otras variables de relevancia usadasen la evaluación del hábitat fluvial para ríos deAmérica del Norte (Barbour et al., 1999), queparecían tener más importancia en los ríosmediterráneos estudiados.

El IHF valora aspectos físicos del cauce rela-cionados con la heterogeneidad de hábitats y quedependen en gran medida de la hidrología y delsustrato existente. Entre ellos, la frecuencia derápidos, la existencia de distintos regímenes develocidad y profundidad, el grado de inclusión ysedimentación en pozas, y la diversidad y repre-sentación de sustratos. También se evalúa la pre-sencia y dominancia de distintos elementos deheterogeneidad, que contribuyen a incrementar ladiversidad de hábitat físico y de las fuentes ali-menticias, entre ellos materiales de origen alócto-no (hojas, madera) y de origen autóctono, comola presencia de diversos grupos morfológicos deproductores primarios. Estos elementos alócto-nos provienen mayoritariamente de la vegetaciónde ribera y contribuyen energéticamente al fun-cionamiento de estos sistemas aportando materiaorgánica (hojas, madera, frutos,…) (Hynes,1970; Fisher & Likens, 1973), y limitando laentrada de luz a los cauces, condicionando asíla existencia de gradientes ambientales de transi-ción entre el río y la vegetación terrestre adya-cente (Brosofske et al., 1997). La vegetaciónacuática autóctona de los ríos viene determinada

116 Isabel Pardo et al.

elements, which contribute to increasing physical habitat diversity and food sources, among these allochthonous material(leaves, wood), and autochthonous primary producers as presence and dominance of different morphological groups ofaquatic vegetation. This study identifies the strong dependence of the biological quality (biotic indices and number of fami-lies) on habitat quality (GLM p<0,0001), after elimination of the influence of other co-variables related to general patternsof invertebrate distribution in the studied Mediterranean streams (conductivity, discharge and contamination). The index hasgood potential for the evaluation of degree of disturbance in Mediterranean rivers through comparison of IHF values cha-racteristic of reference conditions of high ecological status, in line with the objectives, which will be further developed in thefollowing phase of the Project.

Key words: habitat, Mediterranean rivers, Spain.

por las condiciones de exposición a la luz, hidro-logía, nutrientes y la existencia de un sustratoapropiado (Fox, 1996). La alternancia y variaciónnatural entre fuentes alóctonas y autóctonas demateria orgánica puede verse modificada porcambios en el uso del suelo, deforestación, urba-nización, etc. Estos últimos cambios son suscep-tibles de alterar la hidrología superficial, la rela-ción natural entre las fuentes alternativas deenergía características de cada sistema fluvial ycomo consecuencia el hábitat físico.

El índice de hábitat fluvial surge de la necesi-dad de caracterizar los cauces de los ríos medite-rráneos dentro de los objetivos generales del pro-yecto GUADALMED que pretende valorar elestado ecológico de los ríos Mediterráneos paraadaptarse a la Directiva Marco del Agua(Directiva 2000/60/EC), donde se plantea lanecesidad de evaluar la calidad de los distintoscomponentes estructurales hidromorfológicos delos ecosistemas fluviales. Los ríos mediterráneoshan padecido históricas alteraciones de sus cuen-cas y riberas (Suárez et al., en este volumen),pudiendo verse visto afectado el hábitat fluvial.Este índice pretende valorar el grado de altera-ción del hábitat de ríos mediterráneos en su com-paración con zonas de referencia de muy buenestado ecológico, y generación de rangos de cali-dad de hábitat en relación a otros parámetros bio-lógicos utilizados en el proyecto GUADALMEDpara evaluar el estado ecológico del agua.

MATERIAL Y MÉTODOS

El IHF consta de siete bloques o apartados enlos que se valora de manera independiente lapresencia de distintos componentes en el caucefluvial. La puntuación final del índice es elresultado de la suma de la puntuación obtenidaen cada uno de los bloques y nunca puede sermayor que 100. El estadillo para el cómputo delIHF se presenta en el Apéndice 1. Se suminis-tran indicaciones adicionales para su estima enel campo en el capítulo del protocolo del pro-yecto GUADALMED (Jáimez-Cuéllar et al., eneste volumen).

Las puntuaciones del índice de hábitat analiza-das en este trabajo corresponden a la evaluaciónrealizada por cada uno de los grupos del proyec-to GUADALMED durante las campañas demuestreo del año 2000-2001. La matriz del IHFconsta de 465 muestras, recogidas en 156 locali-dades, y para cada una se analizan los 7 compo-nentes del índice y la puntuación final. Paraexplorar y analizar las relaciones entre el IHF ylos restantes parámetros biológicos utilizados enla caracterización ecológica de los ríos medite-rráneos, índices bióticos (IBMWP, IASPT,Alba-Tercedor y Sánchez-Ortega, 1988), rique-za de familias, índice de ribera QBR (Munné etal., 1998), y físico-química, se utilizó la matrizanterior sin las muestras de las cuencas delJúcar y Turia, ya que a la fecha de publicaciónno se encontraba finalizado el análisis de losdatos biológicos para el 2000, resultando unamatriz con 280 muestras. Los valores del QBRutilizados corresponden al valor registrado encada localidad en el año 1999.

Para el análisis de los resultados se han utili-zado las técnicas de análisis de componentesprincipales (ACP), Modelo General Lineal(MLG), regresión logística y coeficientes decorrelación de Spearman, todas ellas ejecutadascon el programa estadístico SPSS versión 10.1.

De forma previa al análisis de los datos eneste estudio se han realizado unas últimas modi-ficaciones en el IHF. Variando la asignación deuna puntuación de un apartado a otro (regíme-nes de velocidad / profundidad), y nuevas pun-tuaciones para la circunstancia de que existan“Sólo pozas” y la valoración de la sedimenta-ción de las mismas. Estas modificaciones valo-ran el caso particular de los ríos temporalesdonde al final del periodo del agua sólo quedanpozas, muy heterogéneas y diversas.

RESULTADOS

El IHF y sus componentes

Los datos del IHF presentan una distribución defrecuencias normal, con un rango comprendido

Un índice de hábitat fluvial para ríos mediterráneos 117

entre 19 y 98, y un valor medio de 61 para eltotal de 465 casos. En la figura 1 se resumen losvalores del IHF por cuenca fluvial estudiada enel proyecto GUADALMED.

Para evaluar la relación entre los distintoscomponentes del IHF se realizó un análisisde componentes principales sobre la matriz de465 muestras. El primer eje explicó el 37.6%de la varianza, y el segundo eje el 16.2%. El eje Iviene determinado en su parte positiva por todoslos componentes del índice, pero principalmentepor la frecuencia de rápidos, los regímenes develocidad / profundidad y los elementos de hete-rogeneidad (Fig. 2). El eje II muestra el porcen-taje de sombra en el cauce y los elementos deheterogeneidad asociados a su extremo negativoy enfrentados a la diversidad de sustrato mineralen el positivo. El coeficiente de correlación deSpearman entre los valores del IHF (no incluidoen el análisis) y los valores del eje I del ACP, fuede 0.92 (p<0.01), indicando que este eje sepuede identificar con el índice de hábitat.

La ordenación de las muestras del ACP ante-rior (Fig. 3) se representa como el valor medio

de las localidades agrupadas por tipo de río dela tipología B modificada por expertos (Bonadaet al., (b), en este volumen). Los tipos ordena-dos en la parte positiva del eje I tienen unamedia del IHF de 70, frente al valor medio de48 para los tipos del extremo negativo del eje I.Para el eje II, el valor medio de los tipos en elextremo positivo es de 60, y en el negativo de62. Los tipos localizados en los extremos positi-vos de ambos ejes presentan valores altos delíndice relacionados con una mayor diversidadde tamaños de sustrato mineral, mayor cobertu-ra de vegetación acuática y mayor inclusión delsedimento, correspondientes a los ríos grandesy medios de zonas bajas calcáreos (tipos 4 y 5).Sin embargo, los valores más elevados del índi-ce corresponden a los tipos localizados en elplano definido por las partes positiva del eje I ynegativa del eje II, asociados a mayores puntua-ciones del porcentaje de sombra en el cauce y


Figura 1. Diagrama de cajas de los valores del IHF registradopor los grupos componentes del proyecto GUADALMED. AL,Almería; CA, Cataluña; CED, CEDEX (Madrid); GR,Granada; IB, Islas Baleares; MU, Murcia. Box plots of IHFvalues per research group within the GUADALMED project.AL, Almería; CA, Cataluña; CED, CEDEX (Madrid); GR,Granada; IB, Islas Baleares; MU, Murcia.

Figura 2. Ordenación (análisis de componentes principales)de los componentes del IHF. Ordination (principal componentanalysis) of IHF components.

elementos de heterogeneidad, que incluyenmayoritariamente a las cabeceras calcáreas ysilíceas y karst de distintas regiones (Fig. 3).

El valor del IHF se correlaciona en primerlugar con la cobertura vegetal en el cauce (coe-ficiente de correlación de Spearman, r = 0.70,p = 0.01), probablemente por ser el apartadocon mayor puntuación en el mismo, seguido porel grado de inclusión / sedimentación (r = 0.62,

p = 0.01), los elementos de heterogeneidad(r = 0.60, p = 0.01), la frecuencia de rápidos(r = 0.58, p = 0.01), y los regímenes de veloci-dad y profundidad (r = 0.57, p = 0.01).

Relación entre el IHF y otros indicadores del estado ecológico de los ríos mediterráneos

En un primer análisis se constató la existenciade correlaciones significativas (coeficiente decorrelación de Spearman) entre el IHF y todoslos parámetros biológicos considerados en esteestudio. La más alta se da entre el IBMWP y elnúmero de familias (r = 0.96, p = 0.01), y el IHFse correlacionó en mayor medida con elIBMWP (r = 0.63, p = 0.01), el IASPT(r = 0.52, p = 0.01), y el número de familias(r = 0.44, p = 0.01).

La existencia de relaciones positivas entre elIHF y los índices biológicos, IBMWP, IASPT yel número de familias, indica una dependenciaque hay que explorar. Se realizaron análisisMLG utilizando como variables dependientes elIBMWP, IASPT y el número de familias, comovariable independiente el IHF, y como covaria-bles la conductividad eléctrica, contaminación(la interacción entre amonio y fosfatos) y cau-dal. Los modelos fueron significativos, indican-do la existencia de relaciones de dependenciafuncional de la biota con el hábitat que habita(Tabla 1, Fig. 4), incluso después de sustraer elefecto de las otras covariables relacionadas con


Figura 3. Ordenación (análisis de componentes principales)de las coordenadas medias por tipo de río (tipología B- modi-ficado por la opinión de los expertos). MB, medio bajo; GB,grande bajo. Ordination (principal component analysis) ofmean coordinates of river type (Tipology B- modified by theexpert panel). MB, lowland midsize; GB, lowland large.

Tabla 1. Análisis de la varianza (MGL) de los índices bióticos y número de familias según el IHF, utilizando como covariables la interac-ción del amonio-fosfatos, caudal y conductividad eléctrica. Analyses of variance (GLM) of biotic index and number of families accordingto the IHF index. The ammonium-phosphate interaction, discharge and electric conductivity were used as covariates.

IBMWP IASPT SFAM

F p F p F p

Modelo corregido 4.0 0.0000 3.8 0.0000 3.0 0.0000IHF 3.3 0.0000 2.6 0.0000 2.5 0.0000AMONIO * FOSFATOS 14.6 0.0002 34.6 0.0000 16.3 0.0001CAUDAL 5.2 0.0243 11.4 0.0009 5.2 0.0239COND 7.4 0.0072 6.5 0.0114 1.3 0.2506

r2 = 0.58 r2 = 0.58 r2 = 052


Figura 4. Relación entre los índices bióticos (IBMWP, IASPT) y el número de familias (SFAM), con el hábitat fluvial (IHF).Relationship between biotic index (IBMWP, IASPT) and number of families (SFAM), and the river habitat index (IHF).

los patrones generales de distribución de inver-tebrados en los ríos mediterráneos, como son lasalinidad, caudal y contaminación (Vivas et al.,en este volumen), esta última expresada en losmodelos como la interacción entre los valoresde amonio y fosfato (Tabla 1).

En la figura 4 se ilustran estas relaciones, y serepresentan los intervalos de confianza para lalínea de regresión para las variables biológicas.En ellas se hace evidente la importancia de laalteración del hábitat sobre las comunidades deinvertebrados acuáticos, ya que la disminuciónde los valores del IHF se corresponden con ungradiente de disminución de la calidad biológi-ca. En la figura se observa el potencial real quepresenta el hábitat fluvial, evaluado con el IHF,para alojar una comunidad de invertebradosdiversa. En términos generales, se observa quevalores del IHF bajos (30 - 45) se correspondencon una calidad biológica de hasta 120, y unnúmero de familias presentes máximo de 26.Los valores intermedios (50 - 70) pueden soste-ner una fauna de entre 19 y 37 familias y calidadbiológica entre 80 y 220. Por último los valorescomprendidos entre 70 y 90, pueden correspon-der a una calidad biológica superior a 120 y dehasta 250, y una fauna de alta riqueza de fami-lias, entre 25 y 45. Valores del IHF por encimade 90 son escasos, bien por que no existan losmáximos teóricos del hábitat óptimo, bien porque las localidades evaluadas no lleguen a él.

Análisis de los grupos de la tipología.Localidades de referencia y no referencia

En el proyecto GUADALMED se han estudiadodistintas cuencas fluviales en la franja litoralmediterránea e Islas Baleares (Robles et al., eneste volumen). Inicialmente se seleccionaron enlas cuencas localidades representativas de losdistintos tipos de ríos de la zona, y localidadesconsideradas de referencia de muy buen estado,según los expertos involucrados en los proyec-tos. Posteriormente se hizo un análisis de laslocalidades de referencia así seleccionadas, y sebuscó su conformidad con los criterios actualessobre lo que se interpreta como condiciones de

referencia y ausencia de presiones antropogéni-cas (Bonada et al., (c) en este volumen). Loscriterios de corte en ese análisis fueron: valor>100 para el IBMWP y >75 para el QBR. Así delas 54 localidades seleccionadas inicialmentecomo de referencia, tan sólo 15 cumplen conestos criterios utilizados al 100%. Sin embargoestos cortes, ajustados a las clases de calidad dedichos índices, pueden ser demasiado estrictos opermisibles, para determinados tipos de ríosdentro del conjunto de los ríos mediterráneos.Por ejemplo, ríos localizados en zonas áridas ysemiáridas de la Península pueden no presentarel potencial adecuado para el asentamiento deuna vegetación de ribera arbórea (Suárez et al.,en este volumen), por lo tanto utilizar un cortedel QBR >75, puede ser un criterio imposible dealcanzar para algunos tipos de río mediterráne-os. A la inversa, un valor del IBMWP cercano a100, puede ser muy bajo para algún tipo de río yestar indicando que son evidentes algunos sig-nos de alteración.

En este trabajo se establece la dependenciaentre las comunidades de invertebrados acuáti-cos y la calidad del hábitat fluvial (IHF), conindependencia de la contaminación del agua,caudal y conductividad eléctrica. Por lo tanto, elhábitat por si mismo influencia de forma signi-ficativa a la comunidad de invertebrados en losríos mediterráneos, y se constituye como crite-rio válido y a la vez complementario para esta-blecer condiciones de referencia del muy buenestado ecológico para la biota.

A continuación se propone un ensayo meto-dológico que considera la inclusión del IHFcomo otro criterio de corte que añadir alIBMWP y QBR para establecer localidades dereferencia, y se analiza posteriormente la posi-ble mejora o no de su inclusión sobre las otrasvariables bióticas y físico-químicas. Para esta-blecer un criterio de corte del IHF en condicio-nes de referencia, se analizaron en primer lugarlos valores del mismo correspondiente a las15 localidades de referencia establecidas en elproyecto GUADALMED (Bonada et al., (c)-Anexo 2, en este volumen). El percentil 25de los valores del IHF de las 15 localidades de


referencia (n = 42) fue de 66 y la mediana de 68.Se utilizó el corte de 66 por tanto para definir elvalor mínimo que una localidad de referenciadebería presentar. Posteriormente, del listado delocalidades que podrían fácilmente cumplir conlos criterios de referencia (Bonada et al. (b)), seseleccionaron las que presentaban un valor delIHF >66 y un IBMWP>100; bien en una de lastres fechas del muestreo (sólo tres localidades),bien en más de una fecha de muestreo (9 locali-dades). Con estos criterios, se seleccionaron eincluyeron 12 localidades más al listado de 15localidades de referencia inicial. Esta adición de12 localidades (n = 78), aumenta la mediana delIHF a 71, y el valor del percentil 25 sigue en 66.En la Tabla 2 se presenta el listado de las 15localidades de referencia más las 12 nuevas.Dentro de las nuevas localidades los grupos quemás incrementan son los karsts (4 localidades) y

las cabeceras calcáreas (3 localidades). Segúnesta aproximación, el porcentaje de localidadesde referencia iniciales evaluadas por expertosque realmente cumplen con los criterios expues-tos en esta publicación y en Bonada et al. (c, eneste volumen), ascendería al 50 %.

En la figura 5 (inferior) se comparan los valo-res del IHF calculados sobre las 27 localidadesde referencia (R) y no referencia (NR) para losgrupos de la tipología B - modificados porexpertos. De forma general las localidades de R(en los grupos donde las hay), presentan mayo-res puntuaciones del IHF frente a las NR (Fig.5) (matriz con 280 casos). Las medianas másaltas corresponden a las cabeceras silíceas (IHFde 74), seguido por los karsts (71), seguidos porlas cabeceras y ríos medianos calcáreos y tem-porales con valores similares (68-66). Idénticoanálisis de los valores del IHF con sólo las


Tabla 2. Listado de las 15 localidades de referencia seleccionada según Bonada et al., (b, en este volumen, Anexo 2) en la primera colum-na, al que se han añadido 12 localidades de referencia más según el criterio del IHF>66 y IBMWP>100, en la segunda columna. List of15 reference sites according to Bonada et al., (b, in this volume, Annex 2) in the first column. 12 reference sites have been added with thecriteria IHF>66 and IBMWP>100, in the second column.

REFERENCIA REFERENCIA

Grupo Cumplen SCR Podrían cumplirlos SCRtipología criterios fácilmente

1 Sil/Cab AD5-R 10 B32 9B35-R 10 GU14-R 7GUl1 10GUl-R 10

3 Sil/MB2 Cal/Cab L44-R 10 GU2-R 9

SE1-R 10 L56-R 7SE2-R 10 SE3-R 9

7 Temporales B24-R 10 B7a-R 9B7-R 8

8 Karst L45-R 10 AL6-R 7PO9-R 10 AL7-R 8POl1 10 AGl-R 7PO1 -R 10 AG2-R 7PO7-R 10PO8-R 10

4 Cal/MB L54 10 SE5-R 85 Cal/GB6 LlanAluvial9 Ramblas


Figura 5. Diagramas de cajas de los valores del IHF por tipo de río y para las localidades de referencia (R) y no referencia (NR).Se utilizan los valores estacionales de 15 localidades (gráfico superior) y 27 localidades (inferior) de referencia. Box plots of IHFvalues per river type and for reference (R) and non reference (NR) sites. Seasonal values from 15 (upper graph) and 27 (lowergraph) reference sites were used.


Tabla 3. Mediana, percentil 25, media y error estándar de los parámetros biológicos, y de los elementos hidromorfológicos y físico-químicos,de relevancia para la biota, para los grupos de la tipología B- modificada por expertos, y considerando los valores para los grupos de las mues-tras de 15 y 27 localidades de referencia. Median, 25 percentile, mean and standard error of biological parameters, and of hydro-morphologi-cal and physico-chemical variables of relevance for the biota, for groups of typology B- modified by the expert panel. Values for sample groupsof 15 and 27 reference sites were considered.

27 referencias 15 referencias

NO REFERENCIA REFERENCIA NO REFERENCIA REFERENCIA

Tipo río Mediana P25 Media EE Mediana P25 Media EE Mediana P25 Media EE Mediana P25 Media

1 IHF 57.0 48.3 61.0 3.5 73.5 69.8 76.8 2.0 62.0 51.5 63.1 2.9 81.0 71.0 79.5

IBMWP 103.5 63.8 97.0 7.7 131.5 107.8 129.4 6.4 106.0 75.0 100.1 6.5 138.0 112.0 137.5

NFAM 20.5 14.5 19.1 1.3 23.5 17.5 23.0 1.2 21.0 15.0 19.5 1.1 24.0 21.0 23.9

IASPT 4.9 4.6 4.9 0.1 5.7 5.3 5.7 0.1 5.1 4.6 5.0 0.1 5.8 5.4 5.8

QBR 70.0 48.8 63.3 4.4 87.5 80.0 85.7 2.0 70.0 50.0 68.6 4.0 85.0 70.0 84.3

AMONIO 0.0 0.0 0.1 0.0 0.0 0.0 0.2 0.1 0.1 0.0 0.1 0.0 0.0 0.0 0.2

CE 172.5 118.6 311.5 64.4 147.5 48.9 189.6 37.3 170.0 132.5 304.8 52.5 64.0 34.0 147.4

CAUDAL 345.8 3.6 761.9 221.0 45.9 13.1 148.8 46.9 99.3 7.2 611.0 180.9 65.5 18.3 194.5

2 IHF 57.0 43.0 53.3 5.2 67.5 59.0 69.9 3.2 72.0 56.5 70.8 4.6 66.0 56.3 62.4

IBMWP 32.0 3.0 23.7 10.4 155.0 129.0 160.9 10.1 129.0 75.0 121.6 17.6 166.0 147.5 172.0

NFAM 9.0 2.0 7.0 2.5 30.0 25.0 29.2 1.6 25.0 14.5 22.4 2.9 31.0 29.5 31.7

IASPT 3.2 1.5 2.9 0.7 5.6 5.2 5.5 0.1 5.6 4.3 5.0 0.4 5.4 4.9 5.3

QBR 20.0 20.0 20.0 0.0 90.0 65.0 83.9 3.3 65.0 37.5 62.7 7.7 95.0 90.0 93.3

AMONIO 13.2 10.4 12.9 1.4 0.1 0.0 0.1 0.0 0.1 0.1 3.3 1.7 0.1 0.0 0.1

CE 2040.0 1610.0 2516.7 702.7 372.4 238.0 439.3 60.6 307.0 159.8 866.4 302.8 408.0 361.4 514.8

CAUDAL 53.0 28.0 54.7 15.9 359.0 40.0 1873.7 1308.3 99.6 42.4 266.0 87.4 530.4 31.0 3589.7

3 IHF 45.0 37.8 45.2 1.3

IBMWP 47.0 30.8 53.9 4.3

NFAM 12.0 9.0 13.0 0.9

IASPT 3.9 3.4 3.8 0.1

QBR 35.0 20.0 34.0 2.2

AMONIO 0.1 0.1 1.7 0.5

CE 1042.5 662.8 1203.6 95.9

CAUDAL 109.8 7.1 690.4 178.0

4 IHF 60.0 54.0 60.0 1.3 67.0 66.0 68.6 1.4 60.0 54.0 60.2 1.2 67.0 66.0 68.7

IBMWP 78.5 55.8 87.6 6.1 115.5 lll.O 124.3 7.4 81.0 58.0 88.7 5.9 138.0 111.0 134.7

NFAM 17.0 12.3 18.9 1.1 24.5 22.0 24.0 1.2 18.0 13.0 19.1 1.1 25.0 19.0 24.0

IASPT 4.4 4.0 4.4 0.1 5.2 4.8 5.2 0.2 4.4 4.0 4.4 0.1 5.5 5.5 5.6

QBR 45.0 22.5 49.3 3.4 75.0 55.0 75.0 8.9 45.0 30.0 49.6 3.3 95.0 95.0 95.0

AMONIO 0.1 0.1 0.8 0.4 0.0 0.0 0.0 0.0 0.1 0.1 0.7 0.4 0.1 0.1 0.1

CE 721.0 540.3 974.6 84.5 414.3 336.8 437.8 45.1 676.0 539.0 955.9 81.6 340.0 327.0 343.3

CAUDAL 167.5 39.0 417.5 64.3 797.5 292.6 2077.1 1488.2 189.0 44.0 541.7 142.0 800.0 795.0 798.3

7 IHF 47.5 40.8 47.0 3.4 66.0 61.0 65.3 2.6 53.5 43.8 53.6 3.6 67.0 61.0 67.7

IBMWP 84.0 67.5 90.2 10.2 97.0 81.0 95.9 9.8 86.0 67.5 93.1 8.8 97.0 81.0 93.7

NFAM 19.0 16.8 19.8 1.7 20.0 17.0 18.9 2.0 19.0 16.8 19.0 1.6 20.0 17.0 20.3

IASPT 4.3 3.8 4.6 0.4 5.1 4.8 5.2 0.2 5.1 4.1 5.0 0.3 4.8 4.3 4.7

QBR 45.0 25.0 57.9 15.4 85.0 65.0 80.0 5.3 65.0 25.0 63.2 10.1 90.0 90.0 90.0

AMONIO 0.0 0.0 0.1 0.1 0.3 0.1 0.5 0.2 0.0 0.0 0.3 0.1 0.1 0.1 0.3

CE 679.5 240.0 600.4 131.1 417.0 312.0 456.6 54.3 389.2 300.0 507.9 90.2 598.0 581.0 604.0

CAUDAL 0.5 0.0 467.2 452.2 1.5 1.0 4.1 1.9 1.5 0.3 299.6 288.1 1.0 0.4 1.1

15 localidades de referencia (superior) estable-cidas con sólo los criterios del IBMWP y QBR,resulta en un escaso papel discriminatorio delIHF entre R y NR para las cabeceras calcáreas,ríos temporales y karsts, siendo alguna medianade las localidades de R más bajas que las de NR.

En la Tabla 3 se presentan los valores de lamediana, percentil 25, media y error estándar delos parámetros biológicos, y de los elementoshidromorfológicos y físico-químicos de relevancia

para la biota, para los grupos de la tipología B -modificada por expertos, y considerando los valo-res para los grupos de las muestras de 15 y 27 loca-lidades de referencia. Los valores del IBMWP paralos grupos de la tipología B – modificados porexpertos, indican que la adición de 12 localidadesde R, mejora sensiblemente la separación entrecondiciones de NR y R en los grupos 2 y 8 (Tabla3). Estas modificaciones, sin embargo, no alteransensiblemente las puntuaciones de la mediana delIBMWP para las condiciones de referencia de cadatipo. Sólo el grupo de ríos medios bajos calcáreos,ve reducida su mediana para el IBMWP, pero semantienen para el tipo la mediana del IHF y delnúmero de familias (Tabla 3). Una de las mejorasque se producen es el aumento de la mediana delIASPT en algunos, indicando que la adición denuevas localidades de referencia mejora, o no dete-riora la calidad de la fauna que puede vivir en losdistintos tipos de hábitat (Tabla 3).

Para cuantificar la posible contribución delIHF en la evaluación del estado ecológico de losríos mediterráneos, se realizó un análisis deregresión logística por pasos hacia adelante(Razón de verosimilitud) (Tabla 4). Se modeló


Tabla 3. Continuación. Continuation.

27 referencias 15 referencias

NO REFERENCIA REFERENCIA NO REFERENCIA REFERENCIA

Tipo río Mediana P25 Media EE Mediana P25 Media EE Mediana P25 Media EE Mediana P25 Media

8 IHF 57.5 56.0 57.5 1.5 70.5 62.3 71.2 2.0 72.0 62.8 73.3 3.0 66.5 59.8 66.4

IBMWP 111.0 107.0 111.0 4.0 148.5 122.3 158.6 9.9 153.5 119.5 173.2 14.8 139.0 115.3 133.7

NFAM 27.0 27.0 27.0 0.0 31.5 27.3 32.2 1.4 32.0 27.0 33.7 2.0 30.0 26.0 29.6

IASPT 4.1 4.0 4.1 0.1 4.8 4.5 4.8 0.1 5.0 4.6 5.0 0.2 4.6 4.3 4.5

QBR 80.0 80.0 80.0 0.0 92.5 68.8 82.7 4.2 90.0 76.3 86.4 3.5 90.0 50.0 77.9

AMONIO 0.1 0.1 0.1 0.0 0.1 0.0 0.1 0.0 0.1 0.1 0.1 0.0 0.0 0.0 0.0

CE 1430.0 1225.0 1430.0 205.0 767.5 487.0 1340.4 245.8 1430.0 459.3 1827.6 377.8 767.5 585.4 786.9

CAUDAL 0.9 0.0 0.9 0.9 11.0 1.2 19.4 4.7 23.0 12.5 29.6 6.7 1.4 0.9 4.5

9 IHF 52.0 40.0 50.6 2.6

IBMWP 73.0 45.0 68.7 5.8

NFAM 16.5 12.0 16.8 1.3

IASPT 4.0 3.7 3.9 0.1

QBR 60.0 40.0 51.9 3.8

AMONIO 0.0 0.0 0.5 0.2

CE 3895.0 2443.0 11858.8 3407.9

CAUDAL 3.9 0.1 42.6 33.0

Tabla 4. Modelos para la predicción de condiciones de referenciay no referencia. Se han utilizado los datos de 15 y de 27 localida-des de referencia. Models for the prediction of reference and nonreference conditions. Data from 15 and 27 reference sites havebeen included in analyses.

Variable Exp(B) p

15 referenciasQBR 1.07 0.000

27 referenciasIHF 1.05 0.009IBMWP 1.01 0.032IASPT 2.06 0.030QBR 1.04 0.001

la probabilidad de predicción de condiciones dereferencia (con 15 y 27 localidades de referen-cia) en función de los distintos indicadores bio-lógicos y físico-químicos evaluados. En elmodelo se incluyeron el IBMWP, IASPT, QBR,IHF, conductividad, caudal y amonio (contami-nación orgánica) como variables independien-tes, y como variable dependiente la variabledicotómica de condición de referencia, siendo 1cuando se cumple que es una localidad de refe-rencia según la tipología tipo B - decisión de losexpertos. Considerando las 15 localidades dereferencia, el QBR fue la única variable predic-tiva incluida en el modelo con efecto positivosobre la probabilidad de predecir la existenciade condiciones de referencia (p<0.0001), conuna RL

2 = 0.35 (Tabla 4). El análisis se realizóde nuevo, en este caso considerando las mues-tras de las 27 localidades de referencia, y porbloques. Un primer bloque con los descriptoresbiológicos (IBMWP, IASPT) y QBR, un segun-do bloque con la nueva variable descriptora aanalizar (IHF), y un tercer bloque con otrasvariables físico-químicas (amonio y conductivi-dad). Se determinó un efecto significativo(p < 0.0001) y positivo de las variables IBMWP,QBR, IHF y IASPT para predecir condicionesde referencia. La RL

2 = 0.89 indica la mejora

del ajuste del modelo, a la vez que aumenta lacapacidad de pronóstico correcto de localidadesde referencia al 85.3%. El IHF suministra portanto información adicional a los otros paráme-tros biológicos utilizados, ya que también con-tribuye de forma significativa a diferenciarentre condiciones de R y NR.

Análisis temporal del IHF

En la figura 6 se representa la dinámica en eltiempo de los valores del IHF, por estación ypara las 27 localidades de referencia y no refe-rencia de la matriz total del IHF de 465 mues-tras. Se ve como la media de las NR parece dis-minuir desde el invierno hacía el otoño, mientrasque en las R, la tendencia es menos clara. Se rea-lizó un análisis GLM para constatar si existíauna variación temporal del hábitat, utilizandocomo covariables la condición de referencia y eltipo de río. Se confirmó la existencia de unadinámica temporal de sus valores a lo largo delaño (p = 0.049) (Tabla 5). Esta variación tempo-ral, se hace casi significativa para las localidadesde NR (ANOVA, F = 2.59, p = 0.052), diferen-ciando los valores más bajos del otoño de los delinvierno más altos, y presentando la primavera yverano valores similares entre ellas, e interme-dios a las otras estaciones.

Los componentes del IHF (regímenes develocidad / profundidad, frecuencia de rápidos,diversidad de sustrato) puntúan más en inviernoy otoño. Y en otoño, también es máximo el


Figura 6. Variación temporal de los valores del IHF, en laslocalidades de referencia (27 localidades) y no referencia.Seasonal variation of IHF in 27 reference sites and in nonreference sites.

Tabla 5. Análisis de la varianza (MGL) del IHF con la estacióndel año, utilizando como covariables la condición de referencia yel grupo de la tipología. Analyses of Variance (GLM) of IHF withseason, using as covariate the reference condition and typologygroup.

IHF

F P

Modelo corregido 17.1 0.0000Estación 2.6 0.0489Referencia 66.7 0.0000Grupo Tipología 12.3 0.0005

apartado de elementos de heterogeneidad, perola cobertura de vegetación acuática y porcenta-je de sombra en el cauce son mínimos. Eninvierno, también el porcentaje de sombra fuemáximo en las localidades de referencia, mien-tras que en las localidades de no referencia fuebajo todo el año. La inclusión de sedimentos fuemínima en invierno.

DISCUSIÓN

Del propio índiceEl índice de hábitat fluvial diseñado en el des-arrollo del proyecto GUADALMED permiteevaluar la complejidad estructural del hábitat delos ríos mediterráneos, registrando la variaciónnatural espacial existente entre tipos de ríosmediterráneos, y la dinámica temporal de loscomponentes del hábitat de estos sistemas. Elrango de valores del IHF medido en las cuencasmediterráneas estudiadas, indica que no necesi-ta modificarse sustancialmente la puntuación delos distintos apartados. El mínimo no puede ser0, ya que siempre existe el sustrato físico quepuntuar, aunque este sea homogéneo (por ejem-plo una rambla arenosa). Aún así no se descartala posibilidad de introducir ligeras modificacio-nes y adaptaciones en el futuro.

En los ríos mediterráneos el papel estructu-rante de las crecidas de caudal y de los períodossecos, ocasionan la dinámica temporal de con-tracción y expansión del hábitat físico (Gasith& Resh, 1999). En concordancia, La mayorrelación del IHF se establece con sus compo-nentes de frecuencia de rápidos, y regímenes develocidad / profundidad, que incrementan ladiversidad del hábitat en las épocas de mayorcaudal de otoño-invierno, y la reducen debidoal descenso de caudal en primavera y verano.

Las localidades correspondientes a tipos deríos calcáreos bajos, medios y grandes, presen-tan la mayor heterogeneidad de sustrato en tér-minos de diversidad de partícula. Proba-blemente por ser tramos de carácter menoserosivo y más sedimentario, donde coexistenlocalmente distintos tamaños de partícula, gene-

rándose la máxima diversidad relativa de sustra-to según Minshall (1984). Sin embargo, otrostramos fluviales presentan mayor diversidad dehábitat por tener una mayor contribución delporcentaje de sombra en el cauce y de elemen-tos de heterogeneidad (muchos de ellos de ori-gen alóctono), componentes que indican ciertaimportancia de las condiciones de heterotrofia.Estos tramos corresponden a ríos pequeños deelevada pendiente, permanentes y / o tempora-les, son cabeceras fluviales calcáreas y silíceas,junto con karst y ríos temporales, muchos deellos ríos de pequeña entidad en zonas de mon-taña en las cuales los aportes terrestres se predi-ce constituyen la principal fuente de energíapara las comunidades acuáticas (Vannote et al.,1980; Minshall et al., 1985).

Estos resultados indican la coexistencia dediversos factores generadores de heterogeneidadambiental a lo largo de los ríos mediterráneos;alternancia de la importancia de los elementosde heterogeneidad y cobertura de la vegetaciónen ríos pequeños (independientemente de sugeología y temporalidad), y mayor importanciade la diversidad del sustrato en tramos bajos,medios y grandes, de ríos calcáreos. Puede serque se concluyan similares resultados para losríos medios y bajos silíceos, para los cuales nose han encontrado referencias en este estudioque permitan la discusión de los valores del IHFen ellos. Sin embargo, habría que tener en con-sideración posibles diferencias en el tamaño yforma de las partículas minerales resultantes dela transformación física a lo largo de los ríos demateriales silíceos frente a calcáreos, así comoen los procesos químicos relacionados, y deinfluencia en la diversidad del sustrato, porejemplo precipitación de sales y consolidacióndel sustrato. Así como posibles diferencias en eltipo y abundancia de la vegetación acuática,entre ambos tipos de sustratos.

Existe una disminución de la importancia delos elementos alóctonos y una reducción deltamaño medio de partícula en las llanuras alu-viales y ramblas. Las ramblas constituirían elfinal del gradiente de disminución del tamañode partícula mineral, de hecho muchas de ellas


son caracterizadas como arenosas. Mientras queen las llanuras aluviales destaca la reducción dela puntuación de los elementos alóctonos y som-bra en el cauce, probablemente como conse-cuencia de la presión de las actividades agríco-las más enfocada hacia la transformación deestas zonas. En las llanuras aluviales y ramblasse podría esperar un mayor desarrollo de vegeta-ción acuática que compensara la disminución delos valores del índice, pero la ausencia de locali-dades de referencia en estos tipos en este estu-dio restringe la comparación.

Del índice y su relación con otros parámetrosbiológicos

El IHF se relaciona de forma positiva con otrasvariables utilizadas en la determinación del esta-do ecológico, implicando relaciones de interde-pendencia ya conocidas, pero que ayudan aentender las interrelaciones existentes entre ellasen los ríos mediterráneos. Las condiciones delhábitat son el resultado de las interrelacionescomplejas entre los factores hidromorfológicos ylas alteraciones antropogénicas del paisaje(Gregory et al., 1991), habiendo ejercido estasúltimas una gran influencia en la zona medite-rránea. La evaluación de la calidad del hábitatpermite detectar impactos en la estructura delhábitat, y en último término, sobre las comuni-dades acuáticas (Barbour & Stribling, 1994).

En este estudio, se han encontrado relacionesde dependencia positiva entre los valores delIHF, y el número de familias de invertebrados ysu calidad biológica, con independencia delefecto de la alteración de la composición quími-ca del agua debida a la contaminación. Las rela-ciones entre la complejidad estructural del hábi-tat físico y la diversidad de especies, son unaspecto interesante a analizar en el contexto delos ríos mediterráneos estudiados. Los karst y alas cabeceras calcáreas, con una riqueza de fami-lias media de 32.2 y 29.2, respectivamente, y unariqueza máxima de aproximadamente 40-45 paracondiciones de referencia, presentan valores delIHF cercanos a 70. Ambos tipos de río, con simi-lar IHF y calidad biológica media (IBMWP de

aproximadamente 160) difieren en la toleranciamedia de las familias que los habitan, siendo losvalores más altos para las cabeceras calcáreas,de fauna claramente más reófila, frente a loskarst (IASPT 5.6 frente a 4.8). Sin embargo, lascabeceras silíceas, que presentan los máximosIHF medios para condiciones de referencia de76.8, presentan una riqueza de familias menor(media de 23.0) que las anteriores. Es decir, lamáxima diversidad del hábitat no se correspondecon la máxima riqueza de familias en los ríossilíceos, como posible explicación cabe pensaren la existencia de una fauna más diversa en sis-temas calcáreos frente a silíceos en la zonamediterránea.

Ambientes más perturbados, como los ríostemporales, aunque presentan hábitats heterogé-neos, están habitados por un menor número deespecies (media de 18.9), frente a sistemas simi-lares, los karsts, con hábitats parecidos, peroque constituyen sistemas acuáticos más perma-nentes en el tiempo (aunque dependiendo deltamaño del karst y de la longitud del periodoseco anual son temporales), y que presentan lamáxima riqueza media de los ríos mediterráneosen este estudio. En este caso, y a una escalaregional, la perturbación, en forma de períodoseco en los ríos temporales, puede ser el princi-pal factor de regulación de la diversidad deespecies (Lake, 2000).

Del hábitat como predictor de condiciones de referencia.

Los mecanismos que generan heterogeneidad ydiversidad de hábitat operan a escalas espacia-les locales, que comprenden desde la partículaindividual, al micro hábitat, a la secuencia derápidos y pozas (Frisell et al., 1986), a otrosfactores a mayor escala, como por ejemplo geo-logía, clima, usos en la cuenca, estructura delas riberas, etc. Los estudios de colonización enríos destacan la importancia de la regulaciónen el número de especies a la escala local dehábitat (Lake, 2000). Así como la importanciadel mosaico de hábitats en el mantenimientode niveles relativamente elevados de riqueza de


especies en hábitats acuáticos naturales(Tolkamp, 1980; Pardo & Armitage, 1997). Lasvariables que operan a escalas espaciales mayo-res, influencian la variación de las comunida-des a lo largo de los ríos, y el contingente bio-geográfico de especies que puede estar presentea escalas fluviales menores.

La inclusión del IHF, como factor de influen-cia de la calidad y riqueza biológica de lascomunidades acuáticas en localidades de refe-rencia, se demuestra válida en la práctica, y con-tribuye a mejorar los valores de corte estándar(como la mediana) de los parámetros biológicos.Aumentando o manteniendo la mediana de losvalores del IASPT, valor que expresa la toleran-cia media de las familias de invertebrados pre-sentes en una localidad (Armitage et al., 1983).

La adición de 12 localidades de referencia enbase al IHF >66, tampoco modifica la medianade 75 del QBR para los grupos, el valor más bajocorresponde al grupo de ríos medianos bajos cal-cáreos con una mediana de 75, y los otros gruposentre 75 y 92.5. La inclusión de otro criterioincrementa por otro lado la capacidad de pronós-tico, ya que el criterio del QBR >75, es claramen-te muy restrictivo y ocasiona la inclusión únicadel QBR como variable predictora de las condi-ciones de referencia, aunque el ajuste del modelosea bajo. Además, ya existen modelos en los cua-les se utilizan variables del hábitat como predic-toras de la calidad biológica (Moss et al., 1987;Evans & Norris, 1997). Por otro lado el criteriodel IBMWP >100 es también rígido, pero noestricto, vista su variación entre los grupos de latipología, y la amplitud de valores por encima de100 (hasta 240 en los datos utilizados).

Los ríos mediterráneos estudiados difieren enel tamaño de las cuencas, geología de los terre-nos que drenan, régimen hídrico, topografía etc.En este estudio se pone en evidencia la variaciónde los valores del IHF con el tipo de río, en rela-ción a las condiciones de referencia y no referen-cia, y en relación con las comunidades de inver-tebrados que habita cada uno de estos tipos.Confirmando el establecimiento de condicionesdel muy buen estado ecológico por tipo de río, ybasado en el análisis de datos de localidades de

referencia incluidas en este estudio, junto conotras localidades de referencia que se estudiaránen la segunda fase del proyecto GUADALMED.La propuesta de una tipología de los ríos medite-rráneos y establecimiento de condiciones dereferencia para los mismos, implicaría la necesi-dad de acotar los valores de todos los parámetrosbiológicos, hidromorfológicos y físico-químicosutilizados en la caracterización del estado ecoló-gico de los ríos mediterráneos.

De la variación temporal del IHF

El valor del IHF varía estacionalmente. Esto esevidente al presentar muchos de sus componen-tes fluctuaciones muy contrastadas en ríosmediterráneos, por ejemplo el régimen hidroló-gico, estación de crecimiento de la vegetaciónacuática y de ribera, porcentaje de sombra encauce, caída de hojas etc.

La dinámica estacional del IHF fue similar paralocalidades de referencia y no referencia, siendomás alto para las referencias en todas las estacio-nes del año. El hábitat de los ríos mediterráneosse ve favorecido por los mayores caudales delotoño e invierno, cuando los componentes rela-cionados con la hidrología producen una ampliaselección de distintos tipos de sedimentos (DeMarch, 1976), o cuando la inclusión es mínimapor el lavado de sedimentos finos a mayores velo-cidades de corriente (Gasith & Resh, 1999).Según los datos analizados, también la contribu-ción de hojas, ramas, etc fue máxima en otoño,probablemente coincidiendo con la entrada demateriales con las crecidas y aumento de aportesde hojarasca en esta estación del año. En inviernose reduce la importancia de los elementos de hete-rogeneidad, probablemente por haber sido lavadospor los altos caudales durante esta estación.

Las variables relacionadas con el caudal seven afectadas en gran medida en los ríos medi-terráneos, especialmente en los temporales,hacía el verano (frecuencia de rápidos, regíme-nes de velocidad / profundidad, cobertura vege-tación acuática...) (Gasith & Resh, 1999), de ahísu influencia sobre el valor general del índice enprimavera y en verano. Esta reducción temporal


de la diversidad del hábitat en sistemas tempo-rales, se añade a la influencia temporal sobre lacomposición del agua por la reducción de cau-dal, sobre todo en localidades afectadas porenriquecimiento en nutrientes y provocando eldescenso de la calidad biológica, frente a épocasde mayor dilución (Álvarez et al., 2001).

Muchas variables dependientes de las condi-ciones hidrológicas siguen igual dinámica enlocalidades de referencia y no referencia, ladiversidad de sustrato, frecuencia de rápidos,regímenes de velocidad / profundidad. Sinembargo la dinámica difiere, cuando las varia-bles son el sombreado del cauce, elementos deheterogeneidad, y cobertura de vegetación acuá-tica, más relacionados con pulsos biológicos.Estos resultados, confirman la importancia de laevaluación del hábitat en la evaluación del esta-do ecológico de los ríos mediterráneos, ya queel índice incorpora por un lado la capacidad deregistrar la variación temporal de la diversidad yheterogeneidad espacial del hábitat físico, asícomo la de registrar el impacto de las activida-des humanas, de influencia más directa sobrelas comunidades y procesos biológicos.

AGRADECIMIENTOS


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Anexo 1. Estadillo de campo utilizado en la evaluación del índice de hábitat fluvial (IHF). Field form for use in the assessment ofthe river habitat index (IHF).

135

Las riberas de los ríos mediterráneos y su calidad: el uso del índice QBR.

Mª Luisa Suárez1, Mª Rosario Vidal-Abarca1, Mª del Mar Sánchez-Montoya1, Javier Alba-Tercedor2, Maruxa Álvarez3, Juan Avilés4, Núria Bonada5, Jesús Casas6, Pablo Jáimez-Cuéllar2, Antoni Munné5, Isabel Pardo3, Narcís Prat5, Maria Rieradevall5, Mª Jacoba Salinas7, Manuel Toro4 y Soledad Vivas6

1Departamento de Ecología e Hidrología. Universidad de Murcia. Campus de Espinardo. 30100 Murcia.2Departamento de Biología Animal y Ecología. Universidad de Granada. Campus Universitario deFuentenueva. 18071 Granada.3Área de Ecología. Universidad de Vigo. Campus Lagoas-Marcosende. 36200 Vigo.4CEDEX. División de Ecología de los Sistemas Acuáticos Continentales. Paseo Bajo Virgen del Puerto, 3.28005 Madrid.5Departament d’Ecologia. Universitat de Barcelona. Diagonal, 645. 08028 Barcelona.6Departamento de Biología Vegetal y Ecología. Universidad de Almería. Cañada de San Urbano, s/n. 04120Almería.7Departamento de Biología Vegetal. Universidad de Granada. Campus Universitario de Fuentenueva. 18701Granada.

RESUMEN

Se ha aplicado el QBR (índice de calidad del bosque de ribera) a 157 estaciones de muestreo localizadas en ríos pertenecientesa 12 cuencas diferentes del ámbito mediterráneo español. Los resultados indican que más del 34 % de las estaciones muestranvalores de calidad buenos y muy buenos (QBR > 75), mientras que el 45 % presenta valores de mala y pésima calidad(QBR < 50). Según una tipología previa establecida para clasificar las estaciones de muestreo, los valores de mayor calidad deQBR se dan en estaciones de cabecera de cuencas calcáreas y en las zonas de karst. Los tipos denominados temporales y ram-blas presentan los valores más bajos de calidad, o no tiene representantes de máxima calidad.La ausencia o escasez de bosques de riberas de máxima calidad en las cuencas del sur peninsular puede explicarse por el gradien-te de aridez que se establece desde el norte hacia el sur. Además existe un evidente deterioro de las riberas desde las cabeceras alas desembocaduras de los ríos, de manera que ambos factores influyen en el estado actual de las riberas de los ríos mediterráneosibéricos. Finalmente se discute la utilidad y limitaciones del QBR en ríos sometidos a situaciones de estrés hídrico o ambiental.

Palabras clave: calidad de las riberas, índice QBR, ríos mediterráneos, Directiva Marco del Agua

ABSTRACT

An index of riparian quality (QBR) was applied to 157 sampling sites in streams of twelve Mediterranean basins. Our resultsshow that approximately 34 % of the total number of sampling sites had riparian habitat in natural conditions and of goodquality (QBR >75), while 45 % had experienced strong alteration of natural conditions, and quality of the riparian was poor(QBR < 50). The good quality QBR sites were found in sampling areas located in upstream areas of calcareous basins and inkarst zones. The stream type called “ramblas” and the “temporary streams” included many sampling sites with riparian ofvery bad quality. For these types of stream, no sampling site with riparian habitat in “natural condition” was found.Riparian high quality sites were scarcer in sites located to the south of the Iberian Peninsula. This may be explained by theincreasing aridity gradient towards the South. In the catchments located in the south of the Iberian Peninsula, the riparianvegetation typical of the areas was usually absent. Moreover, we have identified a strong degradation of the riparian from thehead to the mouth of all streams studied. Therefore, both aridity and human induced degradation explain the present qualitystatus of riparian vegetation in the catchments studied. Finally, we discuss the scope of use and limitations of the QBR index instreams experiencing extreme hydrological and environmental stress.

Key words: Riparian vegetation quality, QBR index, mediterranean streams, Water Framework Directive


INTRODUCCIÓN

Entre los aspectos a considerar para cuantificar ycalificar la “calidad ecológica” de los ecosiste-mas acuáticos, propuestos por la Directiva Marcodel Agua (DMA) (D.O.C.E., 2000), las riberasconstituyen uno de los más importantes. Lasrazones son obvias y obedecen por una parte asus valores naturales (elevada riqueza y diversi-dad florística y faunística) (Girel & Manneville,1998; Ward, 1998); a la posibilidad de diversifi-cación del paisaje incorporando elementos bioge-ográficos en cierta manera anómalos (GonzálezBernáldez, 1988); a su capacidad para incidirsobre la calidad ambiental del ecosistema acuáti-co que rodea, a través del control de la tempera-tura del agua (Beschta et al., 1997), de la entradade materiales orgánicos externos (e.g., Fisher &Likens, 1973) y de los nutrientes (Schade et al.,2001; 2002) e incluso por su capacidad para dise-ñar microambientes terrestres (Brosofske et al.,1997) y acuáticos utilizados para diversas funcio-nes por los organismos (Gregory et al., 1991).Además, la vegetación ribereña juega un papelesencial en la retención y atenuación de los efec-tos destructores de las avenidas de agua(Decamps, 1996).

Como zona de transición o interfase (Mitsch etal., 1994) ha sido muy estudiado su función de“filtro” y, en cierta medida de sistema “depura-dor” (Osborne & Kovacic, 1993; Haycock et al.,1996), aunque queda mucho por conocer sobre sufunción como “comunicador” entre el ecosistemaacuático y su entorno terrestre y como “corredor”en el sentido longitudinal (Burbrink et al., 1998;Naiman et al., 2000; Puth & Wilson, 2001).Recientemente se le está prestando mucha aten-ción a las relaciones complejas que se establecenentre el flujo natural de agua y su variabilidadanual sobre la estructura y organización de lavegetación de los bosques ribereños (Pettit et al.,2001; Shafroth et al., 2002).

Todos estos valores y funciones que ostentanlos bosques de ribera les hacen excelentes indi-cadores de la gestión del territorio y este es elsentido de su inclusión como elemento clavepara la calificación del estado ecológico de los

ríos. Sin embargo, las riberas siempre han esta-do en conflicto con el hombre, puesto que enellas se ha desarrollado todo tipo de actividadescon distinto grado de impacto (agricultura deregadío, ganadería-pastoreo, vías de comunica-ción, etc) (Chaney et al., 1990). Hoy día lasriberas se encuentran en un estado importantede degradación general, lo cual ha generado unafructífera línea de trabajo cuyo objetivo es dise-ñar y ensayar técnicas de restauración (e.g.,Campbell et al., 1998; González del Tánago &García de Jalón, 1998; Molles et al., 1998;González del Tánago, 1999).

No existen muchas propuestas para cuantificarla calidad ambiental de las riberas utilizandoíndices de fácil manejo y de aplicación sencilla,así que Munné et al. (1998; 2003), propusieron elQBR (Índice de Calidad del Bosque de Ribera)que en cuatro bloques recoge distintos compo-nentes y atributos de las riberas: - cubierta vege-tal, -estructura de la vegetación, - naturalidad ycomplejidad del bosque ribereño y – grado dealteración del canal fluvial. Los valores del índi-ce se distribuyen en cinco rangos de calidad(>95: estado natural; 90-75: calidad buena; 70-55: calidad aceptable; 30-50: calidad mala; < 25:calidad pésima) El índice ya ha sido aplicado endistintos ríos españoles (González del Tánago &Antón, 1998; 2000; Carrascosa & Munné, 2000;Casas et al., 2000; Prat et al., 1999; Suárez &Vidal-Abarca, 2000; Zamora-Muñoz et al., 2000;Martínez & Lozano, en prensa) y portugueses(Gonçalves, 2001) con buenos resultados.

En términos generales, los ríos mediterráneosse caracterizan por su variabilidad hídrica espa-cio-temporal lo cual les lleva a tolerar desdeperiodos de sequía importantes y relativamentelargos hasta avenidas de agua puntuales de distin-ta intensidad (Gasith & Resh, 1999). Las riberasestán sometidas a estas perturbaciones y su esta-do natural refleja en buena medida el régimenhídrico que prevalece. La búsqueda de la calidadpotencial máxima de las riberas dentro de lavariabilidad que representan los ríos mediterrá-neos es un objetivo a conseguir a largo plazo.

Desde el año 1999, seis grupos de investiga-ción de las universidades de Barcelona, Granada,

136 Mª Luisa Suárez et al.

Almería, Illes Balears-Vigo, Murcia y el CEDEXde Madrid, reunidos bajo el nombre de GUA-DALMED, vienen realizando un estudio extensi-vo conjunto para establecer los rangos de calidadde los ríos mediterráneos ibéricos que, finalmen-te lleve a la calificación del estado ecológicoactual de estos sistemas. Entre los distintos com-ponentes físicos y biológicos que se analizan(hábitat, macrófitos y macroalgas, macro-invertebrados, etc) las riberas se han estudiadoaplicando el QBR. Así el principal objetivo deeste trabajo es analizar la calidad de los bosquesde ribera de los ríos mediterráneos ibéricos utili-zando el QBR y su variación en función de dis-tintos parámetros fisiográficos y ambientales.Finalmente se discute la validez del índice enregiones de fuerte contraste ambiental como ocu-rre en la vertiente mediterránea.

EL ÁREA DE ESTUDIO

El estudio se llevó a cabo en distintos ríos per-tenecientes a las cuencas del Besòs, Llobregat,Mijares, Turia, Júcar, Sóller, Pollença, Segura,Aguas, Almanzora, Adra y Guadalfeo, reco-giendo la totalidad del gradiente ambientalde aridez característico del mediterráneoque se puede establecer desde el noreste penin-sular más fresco y húmedo (precipitaciónanual > 600 mm) hasta el sureste más cálido yseco (precipitación anual < 300 mm) (Vidal-Abarca et al., 1992).

El régimen hidrológico mediterráneo general,está muy alterado en la mayoría de los ríos estu-diados por la extracción exhaustiva del agua paradiversas actividades, desde la industria y usourbano, hasta el agrícola de forma mayoritaria.Hay un predominio de materiales sedimentariosen el territorio, lo cual influye en la calidad natu-ral del agua (aportes de sales de distinta tipolo-gía). Existe, además un problema general de pér-dida de calidad del agua como consecuencia delos vertidos orgánicos e industriales a la mayoríade los ríos estudiados (Prat, 1996). Para un análi-sis más detallado de las cuencas incluidas en esteestudio ver Robles et al. (este volumen).

METODOLOGÍA

Se seleccionaron un total de 157 estacionesde muestreo en ríos de las 12 cuencas estudiadasteniendo en cuenta la regionalización del territo-rio en base a distintos parámetros fisiográficos yambientales (Bonada et al., este volumen).

En general, las estaciones se seleccionaronteniendo en cuenta su situación en los diferentestramos del río y en las diferentes cuencas. De igualmanera, se seleccionaron estaciones en aquellossistemas fluviales más peculiares y extremos delmediterráneo como ramblas y ríos salinos. Parauna descripción detallada de las cuencas y los pun-tos de muestreo, ver Robles et al. (este volumen).

El periodo de muestreo abarca desde la prima-vera de 1999 hasta el invierno de 2000. El proto-colo seguido para la aplicación del índice QBRse describe en Munné et al. (1998; 2003) y deforma más sencilla en Jáimez-Cuéllar et al. (estevolumen). Dado que el índice QBR no está sujetoa una variabilidad estacional puesto que utilizacomo indicador biológico la vegetación arbórea,arbustiva y el matorral perenne, únicamente se hautilizado un valor del índice para el tratamientode los datos. En caso de que tener varios valoresdel índice se seleccionó el más frecuente y encaso de que hubiera dos valores se seleccionó elmayor. De cualquier manera nunca hubo cambioen el rango de calidad del QBR cuando existíanvarias estimaciones del índice.

La calidad de las riberas mediterráneas 137

Figura 1. Distribución del número total de estaciones demuestreo y % que representan según su rango de calidad parael índice de riberas QBR. Number and percentage of samplingsites over the total number sampled in each quality classaccording to the QBR index.

Para explorar de forma conjunta los datos obte-nidos se aplicó un análisis de componentes prin-cipales (PCA) del paquete estadístico XLSTAT(Fahmy, 1998) sobre una matriz de 157 estacio-nes de muestreo por 8 variables: el índice QBR,altitud, y el grado de cobertura, estructura de lacubierta vegetal, naturalidad de la ribera, gradode alteración, tipo geomorfológico y puntuacióndel tipo, todas ellas derivadas del propio índice.De esta manera se pretende analizar si algunade ellas tiene mayor influencia o explica mejorlas variaciones en la calidad de las riberas.

RESULTADOS

En la figura 1 se muestra la distribución delnúmero total de estaciones de muestreo y por-centaje que representan, según su rango de cali-dad para el índice de riberas. También se mues-tra el mismo tipo de relación para cada una delas cuencas estudiadas (Fig. 2).

Más del 34 % de las estaciones muestreadaspresentan valores buenos de calidad (QBR > 75),aunque las de mala y pésima calidad (QBR < 50)constituyen el 45.3 % (71 estaciones de muestreo).


Figura 2. Distribución de las estaciones de muestreo de las distintas cuencas estudiadas según su rango de calidad para el índice deriberas QBR. Distribution of sampling sites grouped by basin in quality classes according to the QBR index.

La distribución espacial de los valores del índiceapuntan hacia una disminución de la calidaddesde la cabecera a la desembocadura (coeficientede correlación entre altitud y valor de QBR,r = 0.388, p<0.001) lo cual no es extraño dadoque, en términos generales, la degradación de lasriberas es más intensa en la partes bajas de los ríosque en las cabeceras debido, entre otros a la mayorpresión humana en estas zonas (Ibero et al., 1996).

Sin embargo, la relación entre la altitud y losvalores del índice de calidad de ribera (Fig. 3)revela la distribución relativamente uniforme delas estaciones de muestreo en todos los rangosde calidad del QBR, es decir la degradaciónafecta tanto a los tramos de cabecera como a losmedios y bajos de los ríos estudiados.

El análisis de los rangos del QBR por cuencasrevela situaciones dignas de comentar (Fig. 2).En términos generales, el gradiente de aridez dela región mediterránea parece quedar reflejadoen la casi ausencia de estaciones en “estadonatural” (QBR > 95) en las cuencas más sureñascomo la de los ríos Adra y Aguas, en las queprobablemente se dan las condiciones climáti-cas más extremas. Esta regla no se cumple pararíos que dependen de aportes externos de aguacomo el Guadalfeo cuyo régimen hídrico estorrencial, pero dependiente de un aporte nival

desde Sierra Nevada (Alba-Tercedor & Jiménez,1985) o el río Segura que nace fuera del ámbitoárido mediterráneo (Vidal-Abarca et al., 1987;González del Tánago et al., 1995).

Otro caso es el de los ríos de Mallorca, prin-cipalmente agrícolas, donde dominan los culti-vos en terraza debido a las fuertes pendientes delas laderas en los tramos medios y bajos. En lascabeceras, muy cerradas, el agua circula escasa-mente uno o dos meses al año, lo cual impide eldesarrollo de un bosque completamente estruc-turado (Álvarez et al., 2001; 2002).

En general, para casi todas las cuencas, alrede-dor del 50 % de las estaciones de muestreo pre-sentan mala y pésima calidad de riberas (Fig. 2).Las excepciones que se observan, como porejemplo en la cuenca del Segura, en la que no sealcanza el 25 % de las estaciones muestreadas, sedebe a la exclusión, a priori, de puntos de mues-treo donde la degradación del sistema fluvial eramuy evidente. En otras ocasiones, como ocurreen el río Aguas, el régimen hidrológico extremoimpidió establecer estaciones de muestreo en lostramos más bajos que permanentemente estánsecos y tienen las riberas más degradadas.

Cuando se analizan los rangos del QBR portipología de estaciones de muestreo, tal comose definen en Bonada et al. (este volumen)


Figura 3. Representación gráfica de los valores de QBR frente a la altitud (m) de las estaciones de muestreo. QBR values and alti-tude (m) of the studied sampling sites.

(Figura 4), se observan como los tipos que pre-sentan la mayor cantidad de estaciones demuestreo en el rango de pésima calidad(QBR < 25) son los denominados temporales ylos ríos de cuencas silíceas en tramos medios-bajos (Sil/MB). Por el contrario, los ríos situa-dos en zonas kársticas (Karst) y los localizadosen las cabeceras de las cuencas calcáreas(Cal/Cab), presentan el mayor porcentaje deestaciones en el rango de máxima calidad(QBR > 95). En el tipo ramblas, en los ríos decuencas silíceas en los tramos medios-bajos(Sil/MB) y en las cuencas calcáreas grandes(Cal/GB), no se tienen estaciones con valorespara el índice que indiquen máxima calidad.

El análisis de componentes principales (PCA)realizado sobre la matriz de 157 estaciones demuestreo, explica el 83 % del total de la varian-za en los tres primeros ejes (Tabla 1). El primeroestá definido positivamente por el QBR y loscuatro apartados del mismo: cobertura, estruc-tura, naturalidad y grado de alteración, ordenan-do así las estaciones según la calidad de susriberas. El segundo eje está definido positiva-mente por la puntuación del tipo y negativamen-te por el tipo geomorfológico, discriminando las

estaciones de cabecera de las de los tramos másbajos. Por último el tercer eje, quedó definidopor la altitud expresando, en cierta medida suindependencia con respecto a la calidad de lasriberas. Como ya se ha comentado existe unacorrelación significativa y positiva entre altitudy QBR aunque el valor de coeficiente r es muybajo (r = 0.388) (Fig. 3).

La ordenación de las muestras en el planodefinido por los ejes I y II se presenta en lafigura 5. En una primera interpretación, el aná-lisis organiza las estaciones en tres bandas sepa-rando las localizadas en las cabeceras y tramosaltos, de las situadas en los tramos medios ymedios-bajos y finalmente en los tramos másbajos y desembocaduras. En cada uno de estosgrupos las estaciones cubren el total de rangosde calidad del QBR. De hecho cuando las esta-ciones se interpretan en términos de rangos decalidad para este índice (Fig. 6), las bandassiguen la dirección perpendicular a este supues-to gradiente altitudinal. La única limitación,como ya se ha comentado, es la ausencia deestaciones de buena o máxima calidad (verdes yazules, respectivamente) en los tramos bajos demuchos de los ríos estudiados (Fig. 4).


Tabla 1. Resultados del Análisis de Componentes Principales efectuado sobre la matriz de datos: porcentaje de varianza explicada por cadauno de los tres primeros componentes y correlaciones obtenidas entre las variables iniciales y cada uno de ellos (los valores menores de 0.25no se incluyen). Cumulative variance and eigenvalues for the first three axes of the PCA performed on the whole data matrix. % varianceexplained by the three first components and the correlation coefficients between initial variables and between axes are also shown (the eigen-values less than 0.25 have not been included).

1 2 3

Varianza explicada (%) 53.57 18.97 10.42Varianza acumulada (%) 53.57 72.54 82.96

factor 1 factor 2 factor 3

Altitud 0.5272 0.8071QBR 0.9550 -0.2793Cobertura vegetal 0.7951 -0.3681Estructura vegetación 0.7920 -0.3374Calidad ribera 0.7961Grado naturalidad 0.6906 -0.4434Puntuación del tipo 0.5476 0.7652Tipo geomorfológico -0.6527 -0.7028

Con el fin de simplificar la interpretación delanálisis según la tipología de estaciones demuestreo, en la figura 7 se ha representado elvalor medio de las coordenadas de todas lasestaciones pertenecientes a cada uno de lostipos definidos. Aquellos que mayor cantidadde estaciones de máxima calidad presentanpara el QBR, son los que incluyen las cabece-ras tanto de cuencas silíceas como calcáreas, y

los situados en zonas de karst. Por el contra-rio, el tipo llanuras aluviales y cuencas silíce-as medias y bajas (Sil/MB), e incluso las ram-blas, son los que incluyen mayor numero deestaciones de muy baja calidad. Los ríos tem-porales quedan en una situación intermedia decalidad, aunque en general, parece que se loca-lizan en las zonas de cabeceras de las cuencasestudiadas.


Figura 4. Distribución de las estaciones de muestreo por tipos según su rango de calidad para el índice de riberas QBR. (Cal/Cab:cabeceras de cuencas calcáreas; Cal/GB: tramos bajos de cuencas calcáreas grandes; Cal/MB: tramos medios y bajos de cuencascalcáreas; Karst: karst; Llanura Aluvial: llanura aluvial; Ramblas: ramblas; Sil/Cab: cabeceras de cuencas silíceas; Sil/MB: tramosmedios y bajos de cuencas silíceas ; Temporales: temporales). Distribution of sampling sites grouped into riparian quality classesaccording to ecotype. (Cal/Cab = headwater of calcareous basins; Cal/GB = Large calcareous basins; Cal/MB = Medium and lowreaches of calcareous basins; Llanura aluvial = floodplains; Karst = karstic basins; Ramblas = “ramblas”; Sil/Cab = headwaterof siliceous basins; Sil/MB = Medium and low reaches of siliceous basins; Temporales = Temporary streams).

DISCUSIÓN

Un índice de calidad debe ser suficientementeamplio como para recoger la variabilidad deaquel parámetro o factor del que se quiere valo-rar su calidad (Karr, 1999). El QBR ha sido pro-bado en diferentes cuencas y ajustado para dossituaciones concretas. Así, Carrascosa & Munné(2000) establecen la necesidad de no penalizarla ausencia de un estrato arbóreo en ríos de altamontaña de valles cerrados, en el apartado rela-tivo a la estructura de la vegetación y Suárez &Vidal-Abarca (2000), señalan la convenienciade considerar el estrato arbustivo bien desarro-llado como estrato arbóreo en ríos del surestepeninsular sometidos a situaciones de estrésambiental (por ejemplo, avenidas), y la necesi-dad de incorporar la diversidad y el estado deconservación de la vegetación más xerófila enramblas y tramos de cauces que permanecensecos durante gran parte de ciclo hidrológico.

En este trabajo, la aplicación del QBR paravalorar la calidad de las riberas de los ríos medi-terráneos tiene como ventaja sobre otros estu-dios, la cantidad de estaciones de muestreo (157),la variedad (9 tipos de ríos diferentes) y las veces(al menos todos los ríos tienen dos valores deQBR) en que se calculó el índice, lo cual permitevalorar, con un cierto grado de objetividad losresultados y posibilidades del mismo.

La ausencia de estaciones en “estado natural”(máxima calidad; QBR > 95) conforme aumen-ta el grado de aridez de norte a sur de la cuencamediterránea, podría constituir una de las limi-taciones del índice de calidad QBR. La vegeta-ción ribereña está ausente o en estado muy pre-cario en sistemas de evacuación rápida como lasramblas típicas del ámbito mediterráneo, desco-nectadas de sistemas acuíferos de cierta entidad,por lo que permanecen secas durante la mayorparte del año y solo transportan agua de evacua-ción muy rápida tras las fuertes tormentas


Figura 5. Ordenación de las estaciones de muestreo en el plano definido por los ejes I y II de análisis de componentes principales(PCA). Plot of sampling sites in the space defined by the first two PCA components.

(Vidal-Abarca et al., 1996). Evidentementepara este tipo de sistema no es posible realizarel cálculo de la calidad de riberas y aplicar elíndice QBR directamente tal y como se estable-cido por Munné et al. (1998).

Sin embargo, el grado de aridez lleva implíci-to anomalías hídricas que sí afectan a la vegeta-ción ribereña de forma decisiva. Así por ejem-plo, las avenidas de agua son tanto másimpredecibles conforme nos dirigimos al sur(Vidal-Abarca, 1990; Comín & Williams, 1994)lo cual puede afectar tanto a la estructura, comoal porcentaje de cobertura vegetal (Pettit et al.,2001). En efecto, las avenidas remueven sedi-mentos y eliminan la vegetación ribereña (Vander Sman et al., 1993; Swanson et al., 1998;Boulton & Brock, 1999) imposibilitando lasucesión hacia un bosque ribereño típico(Decamps, 1996). Pero además otros sistemasfluviales como los ríos y ramblas que transpor-

tan aguas salinas constituyen anomalías, en estecaso fisico-químicas, que altera y evidentemen-te condiciona la estructura y el grado de cober-tura de la vegetación riparia (Moreno et al.,1996; Suárez & Vidal-Abarca, 2000).

Los valores máximos del apartado de gradode cobertura vegetal en el QBR solo se puedenconseguir si la vegetación (excluidas las plantasanuales) cubre más del 80 % de la ribera, aligual que para obtener los valores más altos enel apartado de la estructura, es necesario queexistan árboles o arbustos (Munné et al., 1998).Únicamente con los helófitos no es posiblealcanzan la máxima puntuación. Ambos aparta-dos están condicionados por las situacionesantes comentadas lo cual impide, en muchasestaciones de muestreo, alcanzar el valor nece-sario del QBR para ser calificados como “estadonatural”. Esta situación es interesante sobre todocuando se pretende adoptar técnicas de restaura-


Figura 6. Interpretación del PCA en función de los rangos de calidad del índice QBR. Interpretation of PCA results according toriparian quality classes.

ción de riberas en tramos o cauces donde, deforma más o menos natural, la vegetación estácondicionada por factores estresantes (Boulton& Brock, 1999). De esta manera, al igual queexiste un patrón que identifica perfectamente laestructura y el porcentaje de cobertura que debecumplir un “bosque ribereño típico”, resultaimprescindible establecer otro u otros patrones oestándares de “bosquete ribereño” (tipo y varie-dad de plantas) y el porcentaje de coberturavegetal máximo posible, en situaciones recono-cidas de estrés hídrico o ambiental.

Ante esto no resulta extraño que la únicacorrelación no significativa se establezca entrela altitud y el apartado del QBR relativo a lacobertura vegetal (para el resto de apartados ypara el QBR, las correlaciones son significati-vas). El porcentaje o nivel de ocupación de lavegetación ribereña, no siempre responde a gra-dientes ambientales más o menos ligados a laaltitud, por ejemplo muchas actividades huma-nas son incompatibles con un buen nivel de ocu-pación vegetal.

En general, no existen correlaciones signifi-cativas entre los valores del QBR y sus aparta-dos y otras variables ambientales analizadas(área de la cuenca, porcentaje de tipos de sustra-tos geológicos diferentes, etc.). Únicamenteexiste una relación significativa y negativa (r =–0.24, p < 0.01) entre el área de la cuenca y elgrado de naturalidad, lo cual parece indicar quela mayor degradación del canal fluvial se produ-ce en las cuencas más grandes. Pero más intere-sante resulta las correlaciones que se establecenentre la calidad de la cubierta vegetal y el por-centaje de sustrato calcáreo que presenta lacuenca (r = 0.247; p<0.01) y el porcentaje desustrato margoso (r = -0.247; p<0.01). Al ser ensentido opuesto (positivo en el primer caso ynegativo en el segundo) parece indicar, o bienque las mayores agresiones (basuras, especiesarbóreas introducidas o estructuras construidaspor el hombre) se producen en las cuencasdonde dominan las margas, fundamentalmenteen las cuencas del Segura, Adra y Almanzora, obien que el gradiente de aridez o de estrés hídri-co que tiene su mayor exponente en el sureste

ibérico, se manifiesta en una calidad de lacubierta vegetal menor (por ejemplo, por laausencia de árboles autóctonos).

Los resultados del PCA reflejan que lassituaciones de mejor calidad en las riberas se daen las estaciones de muestreo localizadas enzonas de cabecera, difícilmente accesibles quesustentan un bosque ribereño bien estructurado.En general, las estaciones de muestreo de losdistintos ríos no siguen una ordenación geográ-fica definida por cuencas. No ocurre lo mismocuando se interpretan en términos de rangos decalidad (ver Fig. 6) o en relación a la tipologíaestablecida (Fig. 7). En ambos casos se detectanpatrones de fácil identificación como en el pri-mer caso, aunque para el segundo son más dis-cutibles. Dado que para la definición de lostipos no fue posible utilizar algún parámetrohidrológico indicador del grado de temporali-dad de agua (Bonada et al., este volumen), esposible que no hayan quedado bien delimitadoslos requisitos que permitan discriminar los tiposdenominados: ramblas, temporales e incluso eltipo karst. Por ejemplo, la estación SE04 (RíoMundo en los Chorros; cuenca del Segura) estámantenida por un karst pero se seca en verano,al menos dos meses, lo cual hace que puedaincorporarse a cualquiera de estos dos tipos.Además, muchas estaciones tipificadas comoramblas son también temporales (por ejemplo laestación SE15, rambla del Puerto delGarruchal; cuenca del Segura, se seca en vera-no) lo cuál hace que muchas de ellas puedanparticipar de ambos tipos.

En definitiva, el índice QBR es útil para esta-blecer el nivel de calidad de las riberas de losríos mediterráneos. Únicamente hay que consi-derar ciertas precauciones cuando se estudianríos o sistemas fluviales sometidos a cualquierestrés ambiental natural u originado por el hom-bre que imposibilite la formación de un bosquede ribera y que, de esta manera, podría infrava-lorar su estado de conservación. Para ello, seríadeseable establecer el bosque ribereño potencialy posible en función de cada tipo de río y deestrés natural. En la segunda fase del proyectoGUADALMED se incidirá en este aspecto.


AGRADECIMIENTOS

Este trabajo se ha realizado mediante la finan-ciación de los proyectos HID98-0323-C05 yREN2001-3438-C07 del Ministerio de Ciencia yTecnología y PLP/10/FS/97 de la FundaciónSéneca de la CARM. Nuestro especial agradeci-miento al Area de Coordinación y AplicacionesTecnológicas de la D.G.O.H. del Ministerio deMedio Ambiente, al Àrea de Medi Ambient de laDiputació de Barcelona, a la Delegación deGranada de la Consejería de Medio Ambiente dela Junta de Andalucía y a la Agencia Catalanadel Aigua por su apoyo.

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Aproximación multivariante en la exploración de la toleranciaambiental de las familias de macroinvertebrados de los ríosmediterráneos del proyecto GUADALMED.

Soledad Vivas1, Jesús Casas1, Isabel Pardo2, Santiago Robles3, Núria Bonada4, Andrés Mellado5,Narcís Prat4, Javier Alba-Tercedor6, Maruxa Álvarez2, Mª del Mar Bayo1, Pablo Jáimez-Cuéllar6, MªLuisa Suárez5, Manuel Toro3, Mª Rosario Vidal-Abarca5, Carmen Zamora-Muñoz6 y Gabriel Moyá7

1Departamento de Biología Vegetal y Ecología. Universidad de Almería. Cañada de San Urbano, s/n. 04120Almería.2Área de Ecología. Universidad de Vigo. Campus Lagoas-Marcosende. 36200 Vigo.3CEDEX. División de Ecología de los Sistemas Acuáticos Continentales. Paseo Bajo Virgen del Puerto, 3.28005 Madrid.4Departament d’Ecologia. Universitat de Barcelona. Diagonal, 645. 08028 Barcelona.5Departamento de Ecología e Hidrología. Universidad de Murcia. Campus de Espinardo. 30100 Murcia.6Departamento de Biología Animal y Ecología. Universidad de Granada. Campus Universitario deFuentenueva. 18071 Granada.7Departament de Biologia. Universitat de les Illes Balears. Crta. Valldemosa, km. 7.5. 07071 Palma deMallorca.

RESUMEN

Se han estudiado los macroinvertebrados y algunas características físico-químicas y fisiográficas (temperatura, pH, área de lacuenca, orden del río, altitud, caudal, conductividad, amonio, nitritos, nitratos, fosfatos) en 157 localidades distribuidas en12 cuencas fluviales mediterráneas de la Peninsula Ibérica e isla de Mallorca. Ciento veintisiete taxones, con una resolucióntaxonómica en su mayoría a familia, fueron censados en el total de las cuencas. La exploración de tendencias de variación delas familias y su relación con las variables físico-químicas del agua se realizó mediante dos tipos de análisis de gradiente: aná-lisis de correspondencias (AC) y análisis canónico de correspondencias (ACC). Las variables fisico-químicas seleccionadas(ACC) explicaron algo más de la mitad de la pura varianza de la matriz de familias (AC) absorbida por las 3 primeras dimen-siones canónicas. Salinidad y temperatura resultaron las principales variables que condicionan la distribución de las familias.Estas determinan un gradiente ambiental, de génesis principalmente natural, que se relaciona negativamente con altitud y cau-dal. Las familias más halo-termófilas, según esta ordenación, fueron Thiaridae y Ephydridae, y en general, crustáceos, odona-tos, coleópteros y heterópteros (OCH). Los plecópteros se mostraron los más estenoicos hacia el extremo bajo de este gradien-te, seguidos de efemerópteros y tricópteros. El caudal generó un segundo gradiente ambiental que se puede relacionar tambiéncon la temporalidad del medio acuático, aunque aquí resulta difícil deslindar el régimen natural de las perturbaciones antrópi-cas. La contaminación orgánica representa un tercer gradiente, en el que las familias Asellidae, Syrphidae, Chironomidae yPhysidae se decantan por el enriquecimiento orgánico. En general, la riqueza de familias se mostró muy negativamente condi-cionada por la contaminación. La mayor correlación negativa del índice biótico IASPT con el gradiente salinidad-termicidaden comparación con el de contaminación, advierte de la cautela con la que debemos interpretar los resultados proporcionadospor este índice. En esta flaqueza subyace la tendencia general a sobrestimar, en términos de valor indicador de calidad, algrupo taxonómico EPT frente al OCH. El índice IBMWP disimula este sesgo al contar con la riqueza de familias, ya que estavariable no se correlacionó con el gradiente salinidad-termicidad.

Palabras clave: familias de macroinvertebrados, ríos mediterráneos, gradientes ambientales, tolerancia ambiental, índices bióticos.

ABSTRACT

Macroinvertebrates and selected physico-chemical characteristics (temperature, pH, basin area, stream order, altitude, dis-charge, conductivity, ammonium, nitrites, nitrates, phosphates) were studied in 157 sites distributed over 12 Mediterraneanfluvial basins located in the Iberian Peninsula and in the island of Majorca. A total of 127 taxa were recorded, mostly identi-


INTRODUCCIÓN

Los estudios sobre comunidades fluviales demacroinvertebrados bentónicos en la vertientemediterránea de la Península Ibérica, y en gene-ral de toda la Península e Islas Baleares, se ini-ciaron decididamente en la década de los 80 y seprodigaron a lo largo de la década de los 90 (verAlba-Tercedor et al., 1992; Alba-Tercedor &Prat, 1992; Alba-Tercedor & Pujante, 2000). Lageneralidad de estos trabajos, como correspon-de a su carácter de pioneros en la prospecciónde las áreas geográficas estudiadas, se centra enaspectos descriptivos de dinámica espacio-tem-poral y, con frecuencia, de las relaciones fauna-calidad fisico-química del agua. Algunos de lostrabajos llevados a cabo en esta vertiente medi-terránea han realizado esenciales contribucionesa la mejora del conocimiento taxonómico, coro-lógico y autoecológico de grupos concretos delbentos fluvial (ver listas faunísticas publicadaspor la Asociación española de Limnología).Casi paralelamente, surgió el interés por la ver-tiente aplicada de la macrofauna fluvial, comoherramienta para la evaluación de la calidadbiológica. Tales estudios de evaluación se hanfundamentado, en su mayoría, en la propuesta

anglosajona BMWP (Biological MonitoringWorking Party) del National Water Council(1981), cuya aplicación a los ríos peninsularesse ha llevado a cabo tras una adaptación(IBMWP: Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega,1988; Alba-Tercedor, 1996). No obstante, taladaptación en buena medida debería considerar-se como propuesta abierta, debido a la todavíalimitada información taxonómica y ecológicasobre la macrofauna fluvial mediterránea(Aguiar et al., 2002). Incluso en regiones confaunas más estudiadas, el actual conocimientosobre los procesos estructuradores de las comu-nidades lóticas y de los mecanismos que lasalteran en situaciones de estrés es todavía frag-mentario (Hildrew, 1992), y su mejora es unobjetivo deseable para conseguir una base cien-tífica firme en su utilización para la evaluaciónde la calidad ecológica fluvial (Wright, 2000).

Existe amplio consenso a cerca de que un usoracional, al menos, de los macroinvertebradoscomo indicadores biológicos, puede ser llevadoa cabo con un conocimiento previo de suspatrones de distribución y de las circunstanciasbiogeográficas y respuestas a los factores deestrés más importantes que los determinan(Plafkin et al., 1989; Rosenberg & Resh, 1993;

150 Soledad Vivas et al.

fied to the taxonomic resolution of family. Correspondence analysis (CA) and canonical correspondence analysis (CCA) wereused to explore the tendencies of variation of the abundances of different families and their relationships with physico-chemi-cal variables. The selected environmental variables explained more than half of the pure variance of the data matrix of familieson the three first canonical axes. Salinity and temperature were the main variables explaining the distribution of families.These variables formed a natural gradient which was negatively correlated with altitude and discharge. The most halo-thermo-philous families, according to this ordination, were Thiaridae and Ephydridae, followed by crustaceans, Odonata, Coleopteraand Heteroptera (OCH). Stoneflies were the group of families favouring narrow ranges of the lower values of temperature andsalinity, followed by mayflies and caddisflies. A second environmental gradient was chiefly correlated with discharge.However, the gradient was also related with temporality of the aquatic habitat. In this second gradient it was difficult to sepa-rate the natural regime from anthropogenic disturbances. Organic pollution was associated with the third emerging gradient.Asellidae, Syrphidae, Chironomidae and Physidae were the macroinvertebrate families most related to levels of organicenrichment. Generally, the richness of families whithin any taxonomic group, showed very strong negative correlations withthe organic pollution-associated gradient. The IASPT biotic index showed a stronger negative correlation with the gradientsalinity-temperature than with the pollution gradient. Therefore, biotic assessments using this index must by done cautiously.In this weakness underlies the general tendency to overestimate the indicator value of good quality attributed to the families inthe group EPT compared to that of the orders OCH. The IBMWP biotic index was, in great part, immune to the above biasthanks to the major contribution of family richness in the calculation of the index. Family richness was not correlated to thegradient salinity-temperature.

Keywords: Macroinvertebrate families, Mediterranean streams, environmental gradients, environmental tolerance, biotic indices

Marchant et al., 1999; Wright et al., 2000).Tales aspectos, sin duda, estarán muy condicio-nados por el marco climático, geológico e histó-rico de cada región en particular. Este conoci-miento previo debería permitir el ajuste dedichos índices a las peculiaridades faunísticas yecológicas de cada región diferenciada y susgradientes ambientales (Chessman & McEvoy,1998, en Griffith et al., 2001), redundando enuna mayor precisión de la evaluación. Precisa-mente, la reciente Directiva Marco del Agua(DMA) (D.O.C.E., 2000) se ha hecho eco deesta necesidad y ha dispuesto que la evaluaciónde la calidad ecológica de los sistemas acuáti-cos de la Unión Europea se haga contemplandosus peculiaridades estructurales y dinámicas.Sin embargo, la compilación y sistematizaciónde tal información a partir de estudios realiza-dos a pequeña escala puede resultar ardua yequívoca, no sólo por su escasez, también por-que la documentación de la tolerancia ambien-tal de los taxones no sea el principal objetivodel estudio (Kay et al., 2001). Una solución aestos problemas puede surgir por la vía del des-arrollo de trabajos de investigación que se plan-teen éste como objetivo principal, asegurandouna metodología común y ajustada a lo que sepretende, y abarcando amplias áreas geográfi-cas para asegurar la concurrencia de todo elrango de variación de condiciones ambientalesen la región. Este es el ánimo que ha guiado elpresente trabajo, que, por primera vez en laregión del Mediterráneo, aborda un estudio delas comunidades macrobentónicas a gran escalageográfica, sobre 12 cuencas fluviales localiza-das de norte a sur de la Península Ibérica e IslasBaleares. Los objetivos específicos del trabajoson: 1) examinar los patrones de distribución delos macroinvertebrados al nivel taxonómicode familia, 2) identificar las variables físico-químicas fluviales generadoras de los principa-les gradientes ambientales potenciales condi-cionantes de estos patrones de distribución,3) analizar la respuesta que frente a estos gra-dientes ambientales tienen determinadas fami-lias a las que se les asigna un determinado valorindicador en distintos índices bióticos, y 4) ana-

lizar las relaciones de la riqueza de familiascon los gradientes ambientales obtenidos y condeterminadas características fisiográficas delrío y su cuenca.

ÁREA DE ESTUDIO

Se han estudiado 12 cuencas fluviales, 10 deéstas se encuentran distribuidas de norte a sur alo largo de la vertiente mediterránea de laPenínsula Ibérica y otras 2 localizadas en la islade Mallorca (Baleares).

El conjunto de estas cuencas abarca un ampliorango de condiciones del hábitat fluvial conse-cuencia de la alta diversidad de matices climáti-cos, de la heterogeneidad topográfica, geológica,de usos del suelo y de la red fluvial en la región.Se encuentran representadas áreas con climahúmedo, cuya precipitación media anual superalos 800 mm, pasando por condiciones climáticasde transición (subhúmedas-secas) con precipita-ción media anual entre los 300-800 mm, hastazonas semiáridas-áridas con precipitacionesinferiores a los 300 mm que son particularmentefrecuentes en el extremo sureste de la Península(Capel-Molina, 2000). Esta diversidad climáticajunto con la gran heterogeneidad geomorfológi-ca y amplio rango altitudinal de las cuencas estu-diadas, hace que se encuentren representadosmuy diversos tipos hidrológicos y geomorfológi-cos de cauces fluviales: desde ríos con cabecerasen alta montaña (e.g., sobre los 2000 m s.n.m. enSierra Nevada) sobre materiales predominante-mente silíceos y con cierta influencia nival en surégimen; ríos con cabeceras en sistemas monta-ñosos predominantemente calizos de media alti-tud (e.g., Sierras de los sistemas Bético e Ibéricoy estribaciones de Pirineos) con tramos medios ybajos relativamente caudalosos; ríos asociados asistemas kársticos en caliza o karst en yesos(e.g., Río de Aguas en Almería); torrentes tem-porales sobre materiales calizos muy permeables(e.g., torrentes de la Sierra de Alfabia enMallorca); hasta ramblas con alto contenido sali-no, permanentes o temporales, sobre materialesmargosos generalmente próximas al mar, que

Familias de macroinvertebrados de ríos mediterráneos 151

son especialmente frecuentes en el surestepeninsular (e.g., cuenca del Río Segura). Todaslas cuencas estudiadas generalmente presentanun considerable grado de actividad antrópica,característica de toda la cuenca del Medi-terráneo. La actividad dominante suele ser laagricultura, aunque suelen ser frecuentes e inten-sas otro tipo de actividades (industriales y servi-cios) especialmente en tramos medios y bajos delos ríos catalanes y en el Río Segura. No obstan-te se hallan también representados sectores deredes fluviales, normalmente cabeceras, en áreasbajo algún estatus de protección del medio natu-ral (e.g., Parque de Sant Llorenç del Munt, en lacuenca del Río Llobregat; Parque Natural deSierra Nevada, cuencas altas de los ríos Gua-dalfeo y Adra; Paraje Natural del Karst en yesosde Sorbas, cuenca del Río Aguas).

Una descripción detallada de la localización ycaracterísticas fisiográficas de las cuencas estu-diadas se presenta en Robles et al. (este volumen).

MATERIAL Y MÉTODOS

Macroinvertebrados

En el conjunto de las 12 cuencas se selecciona-ron 157 localidades de estudio. La selección serealizó con un criterio de representatividad, tra-tando de abarcar los gradientes ambientales máscaracterísticos de cada cuenca, criterio que for-zosamente fue modulado por las condiciones deaccesibilidad a los cauces. Estas localidades fue-ron muestreadas, en general, con una periodici-dad trimestral entre abril de 1999 y febrero de2001, que en algunas cuencas estuvo condicio-nada por la temporalidad de los ríos. En cadalocalidad y fecha se tomó una muestra de lacomunidad de macroinvertebrados con una redde 250 µm de poro de malla, integrando los dis-tintos hábitats fluviales diferenciados de visu enun tramo de 100 m de longitud. Los macroinver-tebrados fueron identificados hasta nivel taxonó-mico de familia (excepto oligoquetos, ostráco-dos e hidrácaros) (Tachet et al., 2000). Una vezconcluida la fase de identificación, sobre una

submuestra de 200 individuos, a cada taxon, encada muestra, le fue asignado un rango de abun-dancia: 1 (1-3 individuos), 2 (4-10 individuos), 3(11-100 individuos) y 4 (más de 100 individuos).Para cada muestra se calcularon las riquezas deltotal de familias, riqueza de familias EPT (efe-merópteros, plecópteros y tricópteros) y OCH(odonatos, coleópteros y heterópteros), y valoresde los índices bióticos IBMWP e IASPT (Alba-Tercedor, 1996). Una descripción detallada sobreel protocolo de muestreo de campo y técnicas delaboratorio se expone en Jáimez-Cuéllar et al.(este volumen).

Variables abióticas

En cada localidad y por cada fecha de muestreose midieron in situ temperatura, pH y conducti-vidad del agua, mediante sensores portátiles, yel caudal, que se estimó midiendo la corrientecon un correntímetro en una sección transversaldel río de superficie conocida. Los análisis deconcentración en agua de amonio, nitritos, nitra-tos, y fosfatos se llevaron a cabo in situ median-te equipos portátiles o en laboratorio. Para cadalocalidad, se determinó su altitud, área de cuen-ca drenada y orden del tramo del río mediantemapas topográficos de escala 1:200.000. Uninforme pormenorizado de las metodologías decampo y técnicas analíticas de laboratorio sepresenta en Toro et al. (este volumen) y Jáimez-Cuéllar et al. (este volumen).

Análisis estadísticos

Para explorar las principales tendencias devariación de las familias de macroinvertebradosy su relación con las variables fisico-químicasdel agua estudiadas se han aplicado dos tipos deanálisis de ordenación: análisis de correspon-dencias (AC), técnica de análisis indirecto degradiente, y análisis canónico de corresponden-cias (ACC), técnica de análisis directo de gra-diente. Ambos tipos de análisis fueron llevadosa cabo mediante el paquete estadístico CANO-CO en versión 4 para Windows (ter Braak &Smilauer, 1998). En el análisis indirecto (AC)


las familias de invertebrados se ordenaron sinser condicionadas por variable ambiental algu-na, mientras que en el análisis directo de gra-diente (ACC) la matriz de variables dependien-tes (familias de macroinvertebrados) se ordenósiendo condicionada (constreñida) por la matrizde variables independientes (variables físico-químicas del agua en nuestro caso). De acuerdocon ter Braak (1986) si las ordenaciones de“especies” resultantes de los análisis directo eindirecto no resultan fundamentalmente diferen-tes, se puede considerar que ninguna variableambiental importante ha sido pasada por alto.La correspondencia entre ordenaciones de lasmuestras (AC vs. ACC) se estudió mediante elanálisis de correlación de Pearson de los valoresde las muestras en los correspondientes ejescanónicos.

Ambos tipos de análisis (AC y ACC) se lle-varon a cabo con una matriz de rango de abun-dancia de las familias, tras ser suprimidas aque-llas que se recolectaron en 5 o menos muestras(20 % de las familias censadas). La matriz devariables ambientales estuvo compuesta por lasvariables fisico-químicas medidas en el aguadel río (pH, conductividad, temperatura, caudal,amonio, N-nitritos, N-nitratos y P-fosfatos), quepreviamente fueron transformadas logarítmica-mente (ln x+1) excepto pH. Se estudió ademássu colinearidad mediante análisis de correlaciónde Pearson. Sólo las concentraciones de P-fosfa-tos y amonio presentaron valor de correlaciónsuperior a 0.5 (p < 0.05). No obstante, para elanálisis ACC no se eliminó ninguna de las dosvariables anteriores ya que sus factores de infla-ción no superaron el valor de 20 (ter Braak &Smilauer, 1998).

En un análisis ACC previo se detectó que 32muestras presentaron valores extremos paradeterminadas variables ambientales (amonio, N-nitritos y P-fosfatos). Estas muestras fueron eli-minadas en un segundo análisis definitivo. Paraambos tipos de análisis, AC y ACC, se escogiópara la medida de la distancia entre “especies”la opción del ajuste de Hill, ya que resulta másadecuada cuando se trabaja con amplios gra-dientes ambientales (ter Braak & Smilauer,

1998); por lo demás fueron aceptadas las opcio-nes por defecto. La significación estadística delprimer eje y de la suma de todos los ejes canóni-cos para el análisis ACC fue contrastadamediante el test de Monte Carlo usando permu-taciones no restringidas (199 permutaciones).Se utilizó el coeficiente de correlación deSpearman para estudiar la relación entre las tresprimeras dimensiones canónicas y las tres varia-bles fisiográficas medidas, para una más com-pleta interpretación de tales dimensiones.

Se llevaron a cabo análisis de correlaciónmediante el test no paramétrico de Spearmanpara estudiar la relación de riqueza total defamilias, riqueza de familias por ordenesde insectos, moluscos y crustáceos, riqueza defamilias de grupos EPT (efemerópteros, ple-cópteros y tricópteros) y OCH (odonatos, cole-ópteros y heterópteros) y valores resultantes delos índices bióticos IBMWP e IASPT, con lasvariables fisico-químicas del agua y fisiográfi-cas de cada localidad (altitud, orden del río yárea de cuenca drenada), y con los tres prime-ros gradientes ambientales (ejes canónicos)extraídos por el análisis ACC. Estos análisis decorrelación se repitieron una vez eliminadasde la matriz de datos todas las muestras conclaros síntomas de contaminación según lossiguientes cortes de concentración de nutrien-tes: amonio > 0.1 mg/l; N-nitrito > 0.05 mg/l;P-fosfato > 0.1 mg/l. El objetivo de esta segun-da tanda de análisis de correlación fue disociarla mineralización (conductividad) natural de ladebida a solutos relacionados con eventos decontaminación, para poder interpretar conmayor certidumbre la correlación entre minera-lización natural del agua y riquezas de familiasde macroinvertebrados e índices bióticos.

RESULTADOS

Composición taxonómica

Ciento veintisiete taxones de macroinvertebra-dos, identificados mayoritariamente hasta fami-lia, fueron censados en el total de las 12 cuencas


fluviales estudiadas (Anexo 1). El dominiotaxonómico correspondió a los insectos con101 familias censadas (79 %), y dentro deéstos, dípteros (20 familias) y tricópteros (15familias) fueron los ordenes mejor representa-dos. Los grupos con mayor frecuencia de apari-ción fueron Chironomidae (presente en el 96 %de las muestras), Baetidae (89 % de las mues-tras) y Oligochaeta (70 % de las muestras). Tansólo 4 familias más aparecieron en más del50 % de las muestras: Caenidae, Dytiscidae,Hydropsychidae y Simuliidae. Un 52 % delos taxones (66 taxones) fueron censados enmenos del 10 % de las muestras. Veinticincofamilias aparecieron muy esporádicamente (en5 o menos muestras), las más raras fueron:Corduliidae, Ecnomidae, Prosopistomatidae yHebridae. El número medio de taxones pormuestra fue de 18, mientras que el máximonúmero de taxones por muestra fue de 46 quese censaron en 2 localidades de la cuenca delRío Segura (Murcia) y una localidad del RíoAlmanzora (Almería).

Análisis canónicos

Los autovalores resultantes para las 4 primerasdimensiones canónicas extraídas por AC y ACC(Tabla 1) son relativamente bajos como era deesperar del amplio número de taxones y mues-tras que constituyen la matriz de datos analiza-da, además de la considerable heterogeneidadde estas. Esto se refleja también en los relativa-mente bajos porcentajes de varianza explicadospor cada eje (Tabla 1). No obstante, probable-mente resulta más interesante destacar en el pre-sente contexto el contraste de autovalores yporcentaje de varianza explicada entre los ejesde AC y ACC. El autovalor y porcentajede varianza explicado por la primera dimensiónACC representan un alto porcentaje, alrededorde un 75 %, de la misma dimensión AC, indi-cando que las variables ambientales relacio-nadas con este gradiente lo explican muy satis-factoriamente. Las restantes dimensionescanónicas ACC no llegan a representar más del40 % (autovalores o porcentaje de varianza


Tabla 1. Resumen de los resultados del análisis de correspondencias (AC) y del análisis canónico de correspondencias (ACC). Autovalores yporcentaje de varianza acumulada de la matriz de taxones explicado por las cuatro dimensiones AC y ACC. Coeficientes de correlación entretaxones–variables ambientales para el ACC. Los valores entre paréntesis indican el porcentaje que representan las dimensión ACC de lascorrespondientes AC. La significación estadística (test de Monte Carlo) se ha calculado para el primer eje del ACC y para todos los ejes com-binados. Summary of results from correspondence analysis (CA) and canonical correspondence analysis (CCA). Eigenvalues and percentageof variance explained of the taxa by canonical dimensions in the CA and CCA. Canonical correlation coefficients between taxa and environ-mental variables for CCA are also shown. Values between parentheses are percentages represented by CCA dimensions of the correspondingCA. Statistical significance (Monte Carlo test) has been calculated for the first and all dimensions pooled of CCA.

EJE1 EJE2 EJE3 EJE4

AutovaloresAC 0.28 0.17 0.16 0.12ACC 0.21 (75%) 0.06 (35 %) 0.05 (31 %) 0.04 (33 %)

% de varianza acumulado de los taxonesAC 7.0 11.3 15.3 18.3ACC 5.2 (74 %) 6.8 (37 %) 8.0 (30 %) 9.1 (37 %)

Coeficientes de correlación canónica entre taxones - ambiente ACC 0.88 0.66 0.59 0.67

Test de Monte CarloEje 1 del ACC F = 40.58 p< 0.001Todos los ejes del ACC F = 10.89 p< 0.001

explicada) de las equivalentes AC, por lo que lasvariables ambientales seleccionadas no explicantan satisfactoriamente estas dimensiones comola primera. Cuando se contrasta la ordenaciónde muestras proporcionada por ambos tipos deanálisis mediante la correlación de los valoresque obtienen estas en los respectivos ejes ACfrente a ACC, los coeficientes resultaron esta-dísticamente significativos para las cuatrodimensiones (p < 0.001). No obstante, para lastres primeras dimensiones los valores de corre-lación resultaron muy altos (primera, R = 0.99;segunda, R = 0.88; tercera, R = 0.85) en com-paración con la cuarta dimensión (R = 0.46).Tales resultados subrayan la mayor consistenciade las tres primeras dimensiones, en particularla primera, y de las variables ambientales máscorrelacionadas con estas, y sugieren la escasaconveniencia de interpretar la cuarta dimensióna la luz del limitado número de variablesambientales barajadas por el ACC.

La primera dimensión ACC presentó un altovalor de correlación positiva con la variable con-ductividad eléctrica, y correlaciones algo meno-res con temperatura y caudal (Tabla 2). Además,este primer gradiente se correlacionó negativa-mente con la altitud de las localidades de estudio(RS = -0.58, p < 0.001), lo que permite interpre-tarlo como un gradiente fluvial longitudinal fun-damentalmente de aumento de la salinidad-termi-cidad. Las cuencas con cabeceras a mayor altitud

(e.g., Guadalfeo, Llobregat, Adra) y baja minera-lización, presentan los valores más negativos enesta primera dimensión. En el extremo opuesto,con los valores más positivos, se posicionan ungran número de muestras de las cuencas en climamás xérico, a baja altitud y aguas fuertementemineralizadas del sureste peninsular (cuencas delAguas y partes bajas del Segura y Almanzora)(Fig. 1). Dentro de cada cuenca se advierte ungradiente espacial longitudinal cabecera-desem-bocadura que, lógicamente, resulta más extensopara aquellas cuencas con cabeceras montanas ytramos bajos que drenan materiales sedimenta-rios de naturaleza margosa (Ríos Segura yAlmanzora) (Fig. 1). Todas las familias censadasde plecópteros y la mayoría de efemerópteros ytricópteros se decantan hacia las posiciones másnegativas de esta dimensión, mientras que en elextremo opuesto se sitúan los dípteros de la fami-lia Ephydridae y moluscos de la familia Thiari-dae, y en posiciones menos extremas, los hete-rópteros Pleidae y Naucoridae, y los coleópterosNoteridae (Fig. 2). La mayoría de las familias sesitúan, no obstante, en posiciones intermedias alo largo de esta primera dimensión.

La segunda dimensión canónica se correlacio-nó positivamente sobre todo con el caudal (Tabla2). La variable fisiográfica que se correlacionómás estrechamente con el eje 2 fue el área decuenca (R = 0.67, p < 0.001). En el extremo posi-tivo de esta dimensión se sitúan localidades detramos bajos de las cuencas más extensas concaudales que superan 1 m3/s de los ríos Jucar,Turia o Llobregat (Fig. 1). En el extremo negativode esta dimensión aparecen localidades con cau-dales inferiores a los 50 l/s con diferente localiza-ción en sus respectivas cuencas: cabeceras de lascuencas con mayor gradiente altitudinal; numero-sas localidades de cuencas pequeñas sobre sustra-tos muy permeables, como los torrentes de la islade Mallorca; o localidades de tramos medios-bajos de las cuencas del sureste con carácter tem-poral o intermitente (Fig. 1). Las familias másestrechamente asociadas con caudales altos sonlos efemerópteros Polymitarcidae, Oligoneuriidaey Potamantidae, y los crustáceos de la familiaAtyidae (Fig. 2). En el extremo negativo de esta


Tabla 2. Coeficientes de correlación de Pearson entre los cuatro pri-meros ejes del ACC y las variables ambientales incluidas en el aná-lisis. Nivel de significación: * p < 0.001. Pearson correlation coef-ficients between axes of CCA and the environmental variablesincluded in the analysis. Level of significance:* p < 0.001.

EJE 1 EJE 2 EJE 3 EJE 4

AMONIO 0.10 0.19* 0.58* 0.06 N-NITRITOS 0.00 0.20* 0.20* 0.09 N-NITRATOS 0.03 0.12 0.00 0.59* P-FOSFATOS 0.12 0.19* 0.43* 0.11 CAUDAL -0.41* 0.58* -0.05 0.05 pH -0.18* 0.09 -0.07 0.06 TEMPERATURA 0.49* 0.16* -0.18* 0.09 CONDUCTIVIDAD 0.79* 0.15* 0.15* -0.13*


Figura 1. Diagrama de ordenación resultante del análisis canónico de correspondencias (ACC) (ejes 1 y 2) en el que se represen-tan las muestras (localidades de estudio en distintas fechas) por cuencas. Se indican las variables ambientales más correlacionadascon las dimensiones canónicas mediante vectores. La escala para todos los gráficos se indica en la gráfica del Río Llobregat. Laspuntuaciones de los vectores ambientales se multiplicaron por cuatro para mayor claridad gráfica. Ordination plot of samples poo-led by basin (axes 1 and 2) from the canonical correspondence analysis (CCA). Vectors indicate the environmental variables mostcorrelated with the canonical dimensions. The corresponding scale is shown in the plot of the River Llobregat (Barcelona). Thescores of environmental vectors were multiplied by four for graphical clarity.


Figura 2. Diagrama de ordenación ACC (ejes 1 y 2) en el que se representan las familias agrupadas por ordenes de insectos,moluscos y crustáceos. Se representan también mediante vectores las variables ambientales más correlacionadas con las dimensio-nes del ACC. Las familias aparecen designadas por abreviaturas cuya expresión completa se presenta en el Anexo 1. La escala paratodos los gráficos de los taxones se indica en la gráfica de los crustáceos. Ordination plot CCA (axes 1 and 2) showing the familiesgrouped by orders of insects, and mollusc and crustaceans. Vectors indicate the environmental variables most correlated with thecanonical dimensions. Family codes are explained in Annex 1. The corresponding scale is shown in the plot of crustaceans.

dimensión se sitúan varias familias de plecópterosy algunos tricópteros, características de cabece-ras, y por otra parte numerosas familias de dípte-ros, odonatos, heterópteros y coleópteros, caracte-rísticas de tramos muy mineralizados y térmicos,con muy bajo caudal o caudal nulo que conduce aun predominio de ambientes leníticos (Fig. 2).

La tercera dimensión canónica se relacionaprincipalmente con eventos de contaminación delagua, a juzgar por las importantes correlacionescon amonio y P-fosfato (Tabla 2). Este gradienteambiental segrega en el extremo positivo numero-sas localidades de tramos medios y bajos de lasdos cuencas catalanas que drenan áreas de altadensidad de población y presentan usos agrícolase industriales intensivos. No obstante, casi todaslas cuencas presentan alguna localidad y/o mues-tra claramente decantada hacia este extremo posi-tivo (Fig. 3). En este polo se ordenan pocas fami-lias, la más extrema resultó Asellidae, y enposiciones más centradas se ordenan Syrphidae,Chironomidae y Physidae, y también algunasfamilias de plecópteros, especialmente Taeniopte-rigidae (Fig. 4). Con la posición más negativa enesta dimensión se ordenan Atyidae, Ptychopte-ridae, Oligoneuridae y Polymitarcidae (Fig. 4).

Riqueza de familias e índices bióticos

La riqueza total de familias sólo presentó corre-lación negativa con significación estadísticacon la tercera dimensión canónica (contamina-ción) y con los dos nutrientes que explican estadimensión (Tabla 3). Ninguna de las tres varia-bles fisiográficas mostró correlación significa-tiva con esta variable. Las riquezas EPT y OCHpresentaron patrones de correlación contrapues-tos con la primera dimensión canónica (salini-dad-termicidad), negativa y positiva respecti-vamente (Tabla 3), aunque ambos gruposconvergen en su correlación negativa con ladimensión contaminación (Tabla 3). Los orde-nes componentes de ambos grupos presentaronbastante congruencia intragrupo en las tenden-cias y magnitud de las correlaciones con lasvariables y gradientes ambientales anteriormen-te mencionados (Tabla 3). No obstante, es des-

tacable el bajo valor de la correlación negativade la riqueza de plecópteros con la dimensióncanónica de contaminación, que contrasta conla del resto de órdenes. Cuando se suprimierondel análisis de correlación aquellas muestrascon aguas más contaminadas, como era de espe-rar, disminuyó la fuerza de la correlación nega-tiva de la riqueza de órdenes con esta dimensión, aunque cabe destacar que aumentó la magni-tud de las correlaciones positivas de las rique-zas de los órdenes OCH con la dimensión canó-nica asociada a salinidad-termicidad (Tabla 3).Las riquezas de dípteros y plecópteros presenta-ron las correlaciones (negativas) más altascon la dimensión canónica asociada a caudal.Estos valores de correlación, aunque disminu-yeron al suprimir del análisis las muestras máscontaminadas, se mantuvieron altamente signi-ficativos. La riqueza de crustáceos mostrócorrelaciones positivas de mayor magnitud conla dimensión salinidad-termicidad, especial-mente con la variable conductividad asociada aesta dimensión; tales correlaciones se acentua-ron tras extraer del análisis las muestras máscontaminadas (Tabla 3).

La puntuación proporcionada por el índiceIBMWP presentó fuertes correlaciones negati-vas con la dimensión contaminación y las con-centraciones de nutrientes asociados a ésta(Tabla 3), mientras que los valores de las clasesde calidad de este mismo índice presentaronvalores de correlación semejantes a los de lapuntuación del índice, aunque de signo contra-rio, con las variables ambientales mencionadas.Son destacables los valores relativamente altosde correlación de las dos mencionadas variablesindicadoras de calidad con las dimensiones sali-nidad-termicidad (principalmente con la varia-ble conductividad) y caudal. Los valores decorrelación (negativa) del índice IASPT con ladimensión salinidad-termicidad, además de conlas variables conductividad y altitud, fueron aúnmayores, mientras que los valores absolutosde correlación con la dimensión contaminación,y especialmente con las concentraciones denutrientes asociados a ésta dimensión, resulta-ron considerablemente más bajos.


Familias de macroinvertebrados de ríos mediterráneos 159T

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Figura 3. Representación de las mismas variables que para la figura 1 aunque en el espacio determinado por las dimensiones canó-nicas 1 y 3. Las coordenadas de los vectores ambientales se multiplicaron por diez para mayor claridad gráfica. Plot showing thesame variables as for figure 1 but in the plane defined by the canonical dimensions 1 and 3. The scores of environmental vectorswere multiplied by ten for graphical clarity.

DISCUSIÓN

Las características fisico-químicas del medioacuático suelen ejercer una importante influen-cia sobre la distribución de los macroinvertebra-dos fluviales (e.g., Williams & Feltmate, 1992;Lampert & Sommer, 1997; Giller & Malmqvist,1998). La general sensibilidad de éstos a varia-bles como velocidad de la corriente, temperatu-ra, concentraciones de oxígeno y materia orgá-nica, y salinidad, en parte, los ha convertido enuna valiosa herramienta para el biomonitoreo(ver Rosenberg & Resh, 1993).

En el presente estudio, el relativamente bajoporcentaje de varianza explicado por las tresprimeras dimensiones del análisis AC (aproxi-madamente 15 % del total) es, muy probable-mente, un reflejo de la gran magnitud de lasescalas espacio-temporales que incluye lamatriz de familias analizada, junto con el grannúmero de muestras y taxones implicados, ytambién, quizás, de la escasa resolución taxonó-mica de su identificación. Por otra parte, las 8variables físico-químicas seleccionadas para elanálisis ACC explican poco más del 8 % de lavarianza total de la matriz de familias demacroinvertebrados. No obstante, en estudiosrealizados en otras regiones bajo clima medite-rráneo, abarcando una menor escala espacio-temporal y resolviendo hasta nivel de especie enla mayoría de las identificaciones, los patronesde variación de los macroinvertebrados fluvialestambién resultaron pobremente explicados(Cortes et al., 1998), incluso cuando se dispo-nía de nutridas matrices de variables ambienta-les como las utilizadas por Aguiar et al. (2002)en una cuenca del sur de Portugal. El relativa-mente alto régimen de perturbación, natural y/oantrópica, al que suelen estar sometidos los sis-temas fluviales mediterráneos ha sido con fre-cuencia argüido como responsable del predomi-nio de taxones altamente ubiquistas y, por tanto,escasamente condicionados por las variablesambientales típicamente consideradas comoimportantes en estos sistemas (Gasith & Resh,1999; Aguiar et al., 2002). Kay et al. (2001)añaden que, especialmente, la intermitencia y

temporalidad característica de los ríos en cli-mas con cierto grado de aridez, suelen acentuarsobremanera la irregularidad en la distribuciónespacio-temporal de los macroinvertebrados, loque puede acrecentar el ruido en la búsqueda derelaciones taxones-variables ambientales. Segúnestos autores, en estos ríos abundan los hábitatsefímeros y esporádicos específicos de especiescon altas capacidades de colonización y emigra-ción que conducen a una fuerte irregularidad deocurrencia. De hecho, en el presente estudio el40 % de las localidades se mostraron intermi-tentes o temporales y, aunque la mayor parte delas familias mostraron una extensa distribucióngeográfica (presentes en la mayoría de cuencasestudiadas), más del 50 % de éstas fueron cen-sadas en menos del 10 % del total de las mues-tras obtenidas, lo que pone de manifiesto laacentuada irregularidad antes mencionada.

Debemos también considerar que, obviamen-te, un número tan limitado de variables ambien-tales, como el utilizado en el presente estudio,por muy esenciales que éstas sean para losmacroinvertebrados fluviales, no permitan expli-car con muy alta resolución una matriz de fami-lias tan rica y compleja. No obstante, ya es alta-mente satisfactorio que esta matriz ambientalpermita satisfacer algo más de la mitad de lapura varianza (AC) absorbida por las 3 primerasdimensiones canónicas. Planteado en estos tér-minos, podemos afirmar con bastante certidum-bre que, al menos, las 6 variables físico-químicasnotablemente correlacionadas con estas 3 prime-ras dimensiones, son altamente relevantes parael conjunto de los macroinvertebrados.

Salinidad-termicidad

La salinidad y la temperatura son las principa-les variables que condicionan la distribuciónde las familias de macroinvertebrados fluvialesen nuestra área de estudio. Estas variablesgeneran un gradiente ambiental de aumento dela salinidad-termicidad que se relaciona negati-vamente con la altitud y el caudal. Un rasgodistintivo de los ríos de zonas áridas es quepueden ser considerablemente salinos, en parte


como consecuencia de la alta evaporación, perotambién porque la escorrentía procedente de lacuenca aporte cloruros u otras sales bastantesolubles desde sedimentos marinos fósiles(Giller & Malmqvist, 1998). En la región estu-diada, mientras que numerosas cabeceras decuenca drenan materiales poco solubles en unmarco climático húmedo, los dos eventos ante-riormente mencionados concurren en algunascuencas, con especial incidencia en áreas próxi-mas al litoral marino del sureste de la PenínsulaIbérica. El caso más extremo en el gradiente desalinidad-termicidad lo representan las “ram-blas hipersalinas” de la cuenca baja del RíoSegura, sobre un sustrato margoso y en ambien-te semiárido que pueden alcanzar valores en elagua de conductividad eléctrica superiores a los50 mS/cm, y temperaturas máximas superioresa 30 ºC debido al bajo caudal y la ausencia enla ribera de dosel arbóreo. En algunas regionesde Australia, Norte América, África y OrientePróximo, con frecuencia enmarcadas por condi-ciones de aridez, a los agentes naturales cau-santes de salinización de los sistemas acuáticoscontinentales, se suman causas antrópicas prin-cipalmente ligadas a la agricultura, en un pro-ceso que se suele denominar salinizaciónsecundaria (Williams, 1987; Collier, 1995;Leland & Fend, 1998; Shieh et al., 1999; Kay etal., 2001). Sin embargo, en la región estudiada,a pesar del dominante uso agrícola de muchasde las cuencas vertientes, la salinidad no serelaciona significativamente con las variablesindicadoras de fertilización antropogénica, nitampoco con un buen indicador de contamina-ción difusa por actividades agrícolas comosuele ser la concentración de nitrato, por lo queésta puede ser tenida como una condición suje-ta a variabilidad esencialmente natural. Incluso,en algunos sistemas de ramblas saladas de laregión de Murcia parece estar registrándose unproceso inverso, consistente en la dulcificacióna consecuencia de la puesta en regadío de zonaspróximas de la cuenca vertiente (M.L. Suárez yM.R. Vidal-Abarca, datos no publicados).

Este gradiente ambiental salinidad-termicidadse muestra altamente selectivo para un buen

número de familias. El orden de macroinverte-brados que parece mostrarse más estenoico haciael extremo bajo de este gradiente es el de plecóp-teros, seguido de efemerópteros y tricópteros; lariqueza de familias de los tres órdenes se correla-ciona negativamente con esta dimensión. La tem-peratura se considera el factor ambiental másimportante que condiciona la eclosión de los hue-vos, el desarrollo de las ninfas, y en general, ladistribución de las especies de plecópteros, de talforma que estos sólo aparecen si la temperaturase mantiene por debajo de 25 ºC (Harper, 1979;Stewart & Stark, 1988). No obstante, nuestrosdatos demuestran que algunas familias puedenestar presentes por encima de este umbral térmi-co. Por otra parte, en el estudio de un río medite-rráneo, Prenda & Gallardo (1999) subrayan quepara explicar la distribución longitudinal de losplecópteros, a su general psychrofilia (sensulato), hay que sumar la escasa tolerancia de estegrupo a alta mineralización del agua, aunqueThyrrenoleuctra (Leuctridae) parece tolerar altasconcentraciones salinas (hasta 8.4 mS/cm). En elpresente estudio un 25 % de las localidades supe-ran los 25 ºC, rasgo que se solapa sobremaneracon aguas fuertemente mineralizadas, escasa ele-vación sobre el nivel de mar, muy bajo caudal ycasi ausencia de corriente. La tolerancia térmicay osmótica de tricópteros y efemerópteros, comogrupos, es más amplia comparada con la de ple-cópteros, ya que algunos taxones están adaptadospara medrar en aguas leníticas, cálidas y/o salo-bres e incluso athalasohalinas, aunque la mayorparte de las familias pertenecientes a estos gru-pos suelen distribuirse en aguas dulces, corrien-tes y relativamente frías (Williams & Felmate,1992; Wiggins, 1996; Tachet et al., 2000). La dis-tribución de tricópteros ha sido también relacio-nada con la magnitud y calidad de la cubiertavegetal riparia (Wiberg-Larsen et al., 2000). Enla región estudiada, la calidad y grado de cober-tura de la vegetación de ribera resultó bastantedependiente del gradiente salinidad-termicidad(Suárez et al., este volumen) por lo que ambosfactores podrían solaparse aquí para determinarla distribución observada para este grupo defamilias, y probablemente de otras.



Figura 4. Representación de las mismas variables que para la figura 2 aunque en el espacio determinado por las dimensiones canó-nicas 1 y 3. Plot showing the same variables as for figure 2 but in the plane defined by the canonical dimensions 1 and 3.

Las familias más halo-termófilas, según suposición relativamente extrema en el semi-eje positivo de este gradiente ambiental, sonThiaridae y Ephydridae, moluscos y dípterosrespectivamente, que suelen citarse asociadas aestas condiciones en otras regiones mediterrá-neas (Chergui & Patte, 1992; Heller & Abotbol,1997; Tachet et al., 2000). Aunque en menormedida que las anteriores familias, en general,crustáceos y los taxones del grupo OCH, odo-natos, coleópteros y heterópteros, pueden sercalificados de halo-termófilos sensu lato; lariqueza de familias de estos se correlacionópositivamente con esta dimensión ambiental.Abundantes familias, u otros taxones subordi-nados, de estos grupos, se han citado previa-mente como halotolerantes (eurihalinas), algu-nas halofilas, y generalmente termófilas, enríos y ramblas mediterráneas con aguas fuerte-mente mineralizadas e incluso hipersalinas(Ortega et al., 1991; Gallardo et al., 1995;Guerrero et al., 1996; Moreno et al., 1997).

Las tendencias contrapuestas antes comenta-das de los distintos grupos de macroinvertebra-dos, en cuanto a su distribución a lo largo de ladimensión salinidad-termicidad, tienen comoresultado neto que este gradiente no condicionela riqueza total de familias. Las familias perte-necientes a los grupos EPT, que presentan altariqueza en el extremo negativo de esta dimen-sión, son reemplazadas hacia el extremo positi-vo por familias pertenecientes a los gruposOCH y crustáceos. Williams et al. (1990)comentan que existe una tendencia universal decorrelación negativa entre el número de taxonesde cualquier ecosistema acuático y la salinidadde éste, cuando se consideran amplios rangosde esta variable (300-300000 mg/l), aunque laconsideración de rangos de salinidad más estre-chos suele redundar en una dilución de estarelación. En la región estudiada las ramblashipersalinas pueden llegar a concentracionessalinas superiores a 50 g/l, además de tempera-turas superiores a 30 ºC durante el estío, condi-ciones naturales que en buena medida debencontribuir a la baja riqueza de familias que sue-len presentar (alrededor de 11). Quizás el esca-

so peso que representan estos hábitats hipersali-nos en el total de la masa de datos analizadaimpide obtener la relación antes comentadaentre riqueza y salinidad. En cualquier caso,nuestros resultados muestran que dentro delrango de salinidad en el que se sitúan la mayo-ría de localidades estudiadas, valores de estacondición inferiores o iguales a 5 mS/cm noparece afectar negativamente a la riqueza defamilias de macroinvertebrados

Gradientes ambientales con influenciaantrópica

El caudal y la concentración de nutrientes indi-cadores de contaminación orgánica puntual, sonvariables que también condicionan los patronesde distribución de los macroinvertebrados en elconjunto de las cuencas estudiadas. El caudalgenera un gradiente ambiental que se puederelacionar también con la temporalidad delmedio acuático ya que las localidades con valo-res más bajos de caudal, en particular las situa-das en los tramos medio-bajos de las cuencasmás xéricas del sureste, suelen presentar unmarcado estiaje, secándose por completo o per-maneciendo como un rosario de pozas durantelos meses secos. Los bajos caudales, la tempora-lidad o la intermitencia son rasgos naturalessobresalientes de los sistemas fluviales medite-rráneos y, en general, de todos aquellos enmar-cados por condiciones climáticas de cierta ari-dez (Davies et al., 1994). No obstante, en lasregiones con clima mediterráneo, y sobre todoen la cuenca del Mediterráneo, a las condicionesgeo-climáticas propiciatorias de tal régimen decaudal hay que sumar una larga historia y unactivo presente de alteraciones antrópicas deéste, principalmente para uso agrícola y paraabastecimiento de poblaciones (Gasith & Resh,1999). En la región estudiada son frecuentes, y aveces intensas, las alteraciones del régimennatural de caudal como consecuencia de la regu-lación por embalses y procesos de detracción,extracción y derivación de caudales para usosprincipalmente agrícolas (Robles et al., estevolumen). Varios estudios muestran importantes


alteraciones de las comunidades de macroinver-tebrados como consecuencia de la regulaciónpor embalses y reducciones de caudal en ríosmediterráneos (e.g., Tuch & Gasith, 1989; Prat& Ward, 1994; Muñoz & Prat, 1996; Casas et al.,2001). Nuestros resultados muestran que, princi-palmente, algunas familias de efemerópteros,moluscos y los crustáceos Athyidae se asocianclaramente con altos caudales (extremo positivode la dimensión). Otras familias de efeme-rópteros (Leptophlebidae), dípteros (Blepharo-ceridae), tricópteros (Limnephilidae) y la mayo-ría de plecópteros se asocian a cabecerasmontanas poco mineralizadas con caudal bajo.Por otra parte, algunas familias de dípteros, cole-ópteros y odonatos, y la mayoría de heterópteros,tienden a decantarse claramente hacia localida-des con caudal muy bajo y/o carácter temporalen las cuencas más xéricas y mineralizadas. Dehecho, la riqueza OCH se correlacionó negativa-mente con este segundo gradiente. La generali-dad de los componentes de estos tres órdenespresenta adultos con importantes capacidades dedispersión a través del medio terrestre lo que,además del conjunto de adaptaciones que lescapacitan preferentemente para la vida enmedios con poca corriente o leníticos (Williams& Felmate, 1992; Merritt & Cummins, 1996;Tachet et al., 2000), les permite medrar mássatisfactoriamente en ríos intermitentes o tempo-rales en comparación con otros grupos demacroinvertebrados.

Aparte de los anteriores efectos cualitativosque el caudal parece tener sobre la composiciónde familias, la riqueza de estas no parece estarcondicionada sustancialmente por esta dimen-sión, aunque se observa cierta correlación nega-tiva, esta podría ser considerada como acciden-tal. En efecto, un buen número de localidadesdonde se registraron algunos de los mayoresvalores de caudal también presentaron clarossíntomas de contaminación (tramos medios ybajos de los ríos Llobregat y Júcar); de hecho lafuerza de la mencionada correlación disminuyócuando se suprimieron del análisis las localida-des más contaminadas. Además, debió contri-buir también la dificultad que entraña la toma

de muestras representativas de la comunidad demacroinvertebrados en aquellas localidades congran caudal en las que resulta difícil o imposiblevadear el cauce.

Junto con la regulación y derivación de cauda-les, la contaminación orgánica, producida princi-palmente por vertidos puntuales de aguas resi-duales de poblaciones o actividades ganaderas,suele ser la perturbación antropogénica más fre-cuente en ríos mediterráneos, cuyos efectos sobrela biota fluvial se multiplican cuando la dilucióndel efluente contaminante es pequeña al produ-cirse en cauces con bajo caudal o temporales(e.g., Zamora-Muñoz & Alba-Tercedor, 1996;Prat et al., 1996; Gasith & Resh, 1999; Aguiar etal., 2002). Esta importancia se pone de manifies-to en el presente estudio, ya que la tercera dimen-sión resultante en el análisis canónico de corres-pondencias se asocia claramente a lacontaminación. Asellidae, Syrphidae, Chirono-midae y Physidae son las familias que parecenpresentar mayor tolerancia a la contaminación enla región estudiada. Otros estudios ya han subra-yado a éstas como ampliamente tolerantes alenriquecimiento orgánico del medio fluvial (e.g.,Johnson et al., 1993; Zamora-Muñoz & Alba-Tercedor, 1996; Thorpe & Lloyd, 1999) o con cla-ras preferencias de distribución por medios acuá-ticos eutróficos (e.g., Tachet et al., 2000).Tradicionalmente, los plecópteros se han consi-derado entre los taxones más oligosaprobiontes,lo que ha llevado a clasificarlos entre los mejoresindicadores de buena calidad del agua (e.g.,Hynes, 1960; Hellawell, 1986; Johnson et al.,1993; Prat & Ward, 1994; Shieh et al, 1999). Noobstante, las familias de plecópteros Taenopte-rigidae, Nemouridae y Chloroperlidae, parecenmostrar aquí cierta tolerancia a la contaminación.Este resultado tiene ya algunos precedentes enestudios de otros ríos ibéricos, como la toleranciade algunos Nemouridae y Leuctridae a contami-nación leve en la cuenca del Río Genil (Zamora-Muñoz & Alba-Tercedor, 1992; 1996), o elamplio rango de concentración de amonio ymateria orgánica tolerado por algunas especies deplecópteros en dos ríos de Cádiz (Prenda &Gallardo, 1999), siempre que el medio acuático


satisfaga unos requisitos mínimos de temperaturarelativamente baja, buena oxigenación y turbu-lencia. Algunas familias, Atyidae, Oligoneuridae,Polymitarcidae y Ptychopteridae, presentaronposiciones extremas en el semieje negativo deesta dimensión, lo que sugiere un alto valor comoindicadores de muy buena calidad. Sin embargo,el contraste de este resultado con las toleranciasde tales familias a la contaminación orgánica oeutrofia expuestas por otros autores (Johnson etal., 1993; Zamora-Muñoz & Alba-Tercedor,1996; Tachet et al., 2000) muestra importantesdivergencias. Por ejemplo, mientras que Johnsonet al. (1993) citan a la única especie de la familiaAtyidae como característica de aguas beta-mesosapróbicas, Tachet et al. (2000) la asocianclaramente a medios eutróficos. Tal vez resulteconveniente subrayar que esta dimensión estáprincipalmente relacionada con la concentraciónde amonio y fosfato, dos buenos indicadores ensistemas fluviales de contaminación orgánicapuntual y próxima espacio-temporalmente, peroque no son necesariamente indicadores de eutro-fia (Dodds, 2003). En cualquier caso, las anterio-res familias asociadas aquí con aguas limpias sonen general muy poco frecuentes (salvo Atyidae,que se censó en 28 muestras) por lo que el pre-sente resultado debe ser tomado con cautela.

La gran mayoría de familias se distribuyen enposiciones intermedias de la dimensión conta-minación, a pesar de que algunas de éstas (espe-cialmente, algunos dípteros y tricópteros) secitan con requerimientos por aguas exentas decontaminación orgánica u oligotróficas (verJohnson et al., 1993; Tachet et al. 2000) o se lesasigna un alto valor indicador de buena calidaden algunos índices bióticos (e.g., Jáimez-Cuéllar et al., este volumen). Quizás las pecu-liares características de nuestro universo mues-tral, y probablemente de muchos otros sistemasfluviales de la cuenca del Mediterráneo, dondesuelen dominar fuertes pendientes a lo largo dela mayor parte del perfil longitudinal, permitenmantener condiciones de turbulencia y oxigena-ción del agua suficientemente aceptables paraciertos taxones frente a eventos no extremos decontaminación orgánica, al menos cuando el

caudal lo permita. Debemos tener en cuenta quelas concentraciones de amonio y fosfato en elagua son indicadores de contaminación, pero lasconsecuencias reales para los organismos de unvertido de aguas residuales dependerán no sólode la naturaleza del vertido sino también delresultado de su interacción con numerosos fac-tores y procesos del ecosistema fluvial.

La riqueza de familias total y la de todos losgrupos taxonómicos en particular (crustáceos,moluscos, dípteros, EPT y OCH) se muestraaquí condicionada negativamente de forma netapor la contaminación. El empobrecimiento de lacomunidad de macroinvertebrados por contami-nación orgánica es un patrón extensamentedocumentado, que ofrece poca discusión cual-quiera que sea la resolución taxonómica utiliza-da (ver Rosenberg & Resh, 1993). También escierto que se ha descrito cierto incremento de lariqueza de invertebrados a consecuencia de unaligera fertilización (eutrofización), especial-mente cuando ocurre en tramos fluviales muyoligotróficos, no obstante, en sistemas fluvialesclaramente eutrofizados la comunidad bentóni-ca sufre un neto empobrecimiento taxonómico(Giller & Malmqvist, 1999).

Implicaciones para la evaluación de la calidadbiológica

La evaluación biológica de la calidad de losecosistemas fluviales y el ajuste de sus funda-mentos teóricos y metodológicos a las particula-res de cada región o país constituye un impor-tante tema de debate desde hace más de dosdécadas (ver Rosenberg & Resh, 1993; Karr &Chu, 1999; Griffith et al., 2001). Actualmente,en la Península Ibérica los índices biológicosfundamentados en macroinvertebrados y másutilizados para la evaluación de la calidad desistemas fluviales se basan en la resolucióntaxonómica a familia y en la asignación deuna puntuación de acuerdo con el valor indica-dor a cada taxón: son IBMWP, suma de las pun-tuaciones de las familias censadas, e IASPT,puntuación media de las familias censadas(Alba–Tercedor & Pujante, 2000). Nuestros


resultados muestran considerable correlaciónnegativa de ambos índices con la dimensióncontaminación orgánica, lo que pone de mani-fiesto cierta bondad en su capacidad de evalua-ción de la calidad del agua, especialmente delíndice IBMWP. El índice IASPT, además depresentar un menor valor absoluto de correla-ción con esta dimensión, mostró una muy fuertecorrelación negativa con la dimensión salinidad-termicidad, algo más del doble de la mostradapor el índice IBMWP. Considerando que loscaracteres salino y/o térmico de los ríos ennuestra región parecen tener una fuerte causanatural, como se discutió anteriormente, la men-cionada correlación no resulta deseable yadvierte de la cautela con la que debemos inter-pretar los resultados proporcionados por esteíndice (IASPT), al menos en ríos mediterráneos.En esta notable flaqueza del índice IASPT pro-bablemente subyace un importante desajuste enla puntuación del valor indicador adjudicado avarias familias, que, en general, se puede resu-mir con la tendencia a sobrevalorar al grupotaxonómico EPT frente al OCH. Como sugierenlos resultados aquí presentados, bastantes fami-lias EPT no parecen merecer el alto valor indi-cador de buena calidad que se les atribuye,mientras que algunas familias componentes delgrupo OCH podrían estar infravaloradas. En lamedida que el índice IBMWP está condicionadopor las puntuaciones asignadas a cada familia,sus evaluaciones sufrirán también las menciona-das flaquezas. No obstante, este índice tambiéncuenta con la riqueza de familias y esto clara-mente compensa y mejora sus resultados, porser ésta una variable no correlacionada con elgradiente salinidad-termicidad. Una consecuen-cia inmediata derivada de tal sesgo es una mar-cada tendencia a la penalización de los tramosfluviales más térmicos y mineralizados, quepara alcanzar puntuaciones equivalentes a tra-mos no contaminados de agua “dulce-fría”deben mostrar una sobresaliente riqueza defamilias. Por tanto, a pesar del esfuerzo realiza-do para la adaptación de estos índices a las par-ticularidades faunísticas ibéricas (ver Alba-Tercedor Pujante, 2000), si se pretende que los

índices se comporten como herramientas preci-sas de evaluación y de alerta rápida ante los pri-meros síntomas de estrés ambiental antropogé-nico (Karr & Chu, 1999; Wright, 2000), parecerecomendable más investigación que incluyatanto la prospección de nuevas áreas geográfi-cas así como la realización de algunos estudiosexperimentales de laboratorio y campo, paraobtener evidencias fuertes sobre el valor indica-dor de los taxones.

AGRADECIMIENTOS


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TAXON Código Adra Aguas Almanzora Besos Guadalfeo Júcar Llobregat Mijares Pollença Segura Sóller Turia

Aeshnidae Aesh 1 1 1 1 0 1 1 1 1 1 1 1Ancylidae Ancy 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Anthomyidae Anth 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 0Asellidae Asel 0 0 0 1 1 1 1 0 1 0 1 0Astacidae Asta 0 0 0 1 0 0 1 1 0 1 1 0Athericidae Athe 1 0 0 1 1 1 1 1 0 1 0 1Atyidae Atyi 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 1Baetidae Baet 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Beraeidae Bera 0 0 0 1 0 0 1 0 0 1 0 0Bithyniidae Bith 0 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 1Blephariceridae Blep 1 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0Brachycentridae Brac 1 0 1 0 1 1 1 0 0 1 0 0Bythinellidae Byth 1 0 0 1 0 1 1 1 0 0 0 1Caenidae Caen 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Calamoceratidae Cala 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0Calopterygidae Calo 1 1 1 1 1 1 1 1 0 1 0 1Cambaridae Camb 0 1 0 1 0 1 1 1 0 1 0 1Capniidae Capn 1 0 1 0 1 0 0 0 0 1 0 0Ceratopogonidae Cera 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Chironomidae Chir 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Chloroperlidae Chlo 1 0 1 1 1 0 1 0 0 0 0 0Chrysomelidae Chry 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 0Cirolanidae Ciro 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0Cladocera Clad 0 0 0 1 0 0 1 0 0 1 0 0Coenagrionidae Coen 0 1 1 1 0 1 1 1 1 1 0 1Cordulegasteridae Cord 1 0 1 1 1 1 1 1 1 0 0 1Corduliidae Cord 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1 0 0Corixidae Cori 1 1 1 1 0 1 1 1 1 1 1 1Culicidae Culi 1 1 1 1 1 0 1 0 1 1 1 1Curculionidae Curc 0 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0Dixidae Dixi 1 1 1 1 1 1 1 0 1 1 1 1Dolichopodidae Doli 0 1 1 1 1 0 1 1 1 1 1 0Dryopidae Dryo 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Dugesiidae Duge 1 0 0 1 1 1 1 1 1 1 1 1Dytiscidae Dyti 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Ecnomidae Ecno 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1Elmidae Elmi 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 0 1Empididae Empi 1 1 1 1 1 1 1 1 0 1 1 1Ephemerellidae Ephmll 1 0 1 1 1 1 1 1 0 1 0 1Ephemeridae Ephmri 1 0 1 1 1 1 1 1 0 1 0 1Ephydridae Ephy 0 0 0 1 0 0 1 0 1 1 1 0Erpobdellidae Erpo 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Ferrissiidae Ferr 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0Gammaridae Gamm 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Georissidae Geor 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0Gerridae Gerr 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 0 1Glossiphoniidae Glossi 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1


Anexo 1. Listado de taxones (principalmente familias) identificados en las 12 cuencas fluviales estudiadas. Se indica para cadacuenca estudiada la presencia (1) o ausencia (0) de las familias. En la columna de códigos se indica la abreviatura utilizada paracada taxon en las figuras 2 y 4. List of taxa (mainly families) recorded in the 12 fluvial basins studied. Presence (1) or absence (0)of the families is indicated for each basin. The column of codes indicates the abbreviations used for each taxa in figures 2 and 4.

Anexo 1. Continuación. Continuation.


Glossosomatidae Gloss 1 1 1 1 1 1 0 1 1 1 0 1Goeridae Goer 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0Gomphidae Gomp 1 1 1 1 1 1 1 1 0 1 0 1Gyrinidae Gyri 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Haliplidae Hali 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Hebridae Hebr 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0Helodidae Helo 1 1 1 1 1 1 1 1 0 1 0 1Helophoridae Helop 1 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0Heptageniidae Hept 1 0 1 1 1 1 1 1 0 1 0 1Heteroceridae Hete 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0Hirudidae Hiru 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0Hydracarina Hydrac 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Hydraenidae Hydra 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Hydridae Hydri 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0Hydrobiidae Hydrob 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Hydrochidae Hydrc 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0Hydrometridae Hydr 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 0 1Hydrophilidae Hydrp 1 1 1 1 1 1 1 0 1 1 1 0Hydropsychidae Hydrs 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 0 1Hydroptilidae Hydrt 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Hygrobiidae Hygr 0 0 0 1 0 0 1 1 1 0 1 0Lepidostomatidae Lepi 1 0 0 0 1 1 1 0 0 1 0 1Leptoceridae Lept 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 0 1Leptophlebiidae Lepto 1 0 1 1 1 1 1 1 0 1 0 1Lestidae Lest 0 0 1 1 0 0 1 1 1 1 0 0Leuctridae Leuc 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Libellulidae Libe 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 0Limnephilidae Limn 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Limoniidae Limo 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Lymnaeidae Lymn 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Mesoveliidae Meso 0 1 1 1 0 1 1 0 0 1 0 1Naucoridae Nauc 1 1 1 1 0 0 0 1 0 1 0 0Nemouridae Nemo 1 0 1 1 1 1 1 1 0 1 0 1Nepidae Nepi 1 1 1 1 1 1 1 0 1 1 1 1Neritidae Neri 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 0 1Noteridae Note 0 1 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0Notonectidae Noto 1 1 1 1 1 1 1 1 0 1 1 1Ochtheridae Octh 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0Odontoceridae Odon 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0Oligochaeta Olig 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Oligoneuriidae Olig 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0Oribatidae Orib 0 0 0 1 0 0 1 0 0 0 0 0Osmylidae Osmy 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0Ostracoda Ostr 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Palaemonidae Pala 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1Perlidae Perli 1 0 1 1 1 1 1 1 0 1 0 1Perlodidae Perlo 1 0 1 1 1 1 1 0 0 1 0 1Philopotamidae Phil 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 0 1Phryganeidae Phry 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0Physidae Phys 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Planariidae Plan 11 0 0 1 1 0 1 1 0 1 0 0


Anexo 1. Continuación. Continuation.


Planorbidae Plano 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Platycnemididae Platy 1 0 0 1 0 1 1 1 1 1 0 1Pleidae Plei 0 1 1 1 0 0 0 0 0 1 0 0Polycentropodidae Poly 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Polymitarcidae Polym 0 0 0 0 0 1 1 1 0 0 0 1Potamanthidae Pota 0 0 0 0 0 1 1 0 0 1 0 0Prosopistomatidae Pros 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0Psychodidae Psyc 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Psychomyiidae Psycm 0 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Ptychopteridae Ptyc 1 0 0 0 1 0 0 0 0 1 0 0Pyralidae Pyra 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0Rhagionidae Rhag 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0Rhyacophilidae Rhya 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Sciomyzidae Scio 0 0 0 1 0 0 1 0 0 1 0 0Sericostomatidae Seri 1 0 0 1 1 1 1 0 0 1 0 1Sialidae Sial 0 0 0 1 0 1 1 1 0 1 0 1Simuliidae Simu 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Siphlonuridae Siph 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1Sphaeriidae Spha 1 0 1 1 1 1 1 1 0 1 1 1Stratiomyidae Stra 0 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Syrphidae Syrp 0 1 1 1 0 0 0 0 1 1 0 0Tabanidae Taba 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 0 1Taeniopterygidae Taen 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 1Thaumaleidae Thau 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0Thiaridae Thia 1 1 1 0 0 0 1 0 0 1 0 0Tipulidae Tipu 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1Valvatidae Valv 0 0 0 1 0 1 1 1 0 0 0 0Veliidae Vell 1 1 1 1 1 1 1 0 1 1 1 1Viviparidae Vivi 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 0 0

N° total de familias 85 64 74 93 76 84 94 71 60 102 51 77N° de muestras 39 43 79 98 121 69 102 33 32 109 17 44


175

Caracterización del estado ecológico de ríos mediterráneos ibéricosmediante el índice IBMWP (antes BMWP’).

Javier Alba-Tercedor1, Pablo Jáimez-Cuéllar1, Maruxa Álvarez2, Juan Avilés3, Núria Bonada4, Jesús Casas6, Andrés Mellado5, Manuel Ortega6, Isabel Pardo2, Narcís Prat4, Maria Rieradevall4,Santiago Robles3, Carmen Elisa Sáinz-Cantero1, Antonino Sánchez-Ortega1, Mª Luisa Suárez5,Manuel Toro3, Mª Rosario Vidal-Abarca3, Soledad Vivas6 y Carmen Zamora-Muñoz1

1Departamento de Biología Animal y Ecología. Universidad de Granada. Campus Universitario deFuentenueva. 18071 Granada.2Área de Ecología. Universidad de Vigo. Campus Lagoas-Marcosende. 36200 Vigo.3CEDEX. División de Ecología de los Sistemas Acuáticos Continentales. Paseo Bajo Virgen del Puerto, 3.28005 Madrid.4Departament d’Ecologia. Universitat de Barcelona. Diagonal, 645. 08028 Barcelona.5Departamento de Ecología e Hidrología. Universidad de Murcia. Campus de Espinardo. 30100 Murcia.6Departamento de Biología Vegetal y Ecología. Universidad de Almería. Cañada de San Urbano, s/n. 04120Almería.

RESUMEN

En base a los datos obtenidos a lo largo de la primera fase del proyecto GUADALMED (1999-2001), se estudia la calidadbiológica de las aguas de 65 ríos de 12 cuencas mediterráneas ibéricas y el comportamiento del índice IBMWP (“IberianBiomonitoring Working Party”; antes BMWP’). Se proponen unas bases para el establecimiento de las clases de calidadpara la evaluación de estado ecológico de los ríos, siguiendo las directrices de la Directiva Marco del Agua, basadas en losvalores del índice obtenidos en las estaciones de referencia de cada una de las tipologías de ríos obtenidas en el estudio.Tras la comparación entre las cinco clases originales del índice y las posibles nuevas acotaciones obtenidas se observó unatotal coincidencia para todos los casos en que se contaba con un número de estaciones de referencia elevado (>50), obser-vándose discrepancias respecto a aquellas tipologías de ríos en que el número de estaciones era escaso (<50). Por lo se pro-pone seguir utilizando las mismas acotaciones del IBMWP hasta no contar con un mayor número de estaciones de referen-cia que permita evaluar si efectivamente las discrepancias observadas se deben a características diferenciales de lasdiferentes tipologías de ríos, o por el contrario son el resultado de no disponer de una representación suficiente de estacio-nes de referencia en algunas de las tipologías.

Palabras clave: clasificación, estado ecológico, ríos mediterráneos, España, Portugal, IBMWP.

ABSTRACT

Using baseline data obtained during the first phase (1999-2001) of the project GUADALMED, we examined the applicabilityof the IBMWP (Iberian Bio-monitoring Working Party; former BMWP’) to assess the quality of 65 rivers and streams within 12Iberian Mediterranean basins. Moreover, criteria for the establishment of classes to assess the ecological status of the IberianMediterranean rivers are proposed. Criteria followed the European Water Framework Directive, and used the index valuesfound in the reference stations of each river type in the study. By comparing the five original classes of the IBMWP index andthe candidate new classes, similar values were obtained in all cases when the number of reference stations was high (>50),while discrepancies were observed within river types when the number of stations was low (<50). Therefore, we propose thatthe same IBMWP classes continue to be used, until a greater number of reference stations are available, which would benecessary to evaluate whether discrepancies observed are due to specific differences of river types, or are due to an insuffi-cient representation of reference stations of some river types.

Key words: classification, ecological status, mediterranean rivers, Spain, Portugal, IBMWP.


INTRODUCCIÓN

La experiencia y uso de métodos biológicos paraevaluar la calidad de las aguas de los ríos es ampliay de gran tradición en la Península Ibérica (Alba-Tercedor & Prat, 1992). Tanto en España, como enPortugal, en la última década se ha extendido deforma espectacular el uso de una adaptación delsistema británico de puntuación BMWP (Armitageet al., 1983), conocida como índice BMWP’ (Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega, 1988).

El proyecto coordinado GUADALMED hasupuesto una oportunidad única para evaluar lasituación de diferentes tipos de ríos situados a lolargo del arco mediterráneo ibérico (incluidos loscursos de agua de las Islas Baleares), así comobanco de trabajo para testar métodos de evaluacióncomo paso previo al establecimiento del estadoecológico de los ríos que demanda la aprobaciónde la Directiva Marco del Agua (D.O.C.E., 2000).Asimismo, dado el amplio uso del índice BMWP’y que han transcurrido muchos años desde supublicación, se hace necesaria una revisión delmismo y de las adiciones posteriores (Alba-Tercedor, 1996; Alba-Tercedor & Pujante, 2000).Además se hace imprescindible una evaluación desu acotación en clases de calidad de acuerdo conlos criterios que fija la nueva directiva marcosobre el agua (op. cit.).

En el presente trabajo analizamos la situación dela calidad de las aguas de 12 cuencas mediterráneasibéricas y el comportamiento del índice BMWP’,proponiendo unas bases para el establecimiento delas clases de calidad. Todo ello en base a los datosobtenidos a lo largo de la primera fase del proyectoGUADALMED (1999-2001). Asimismo, y según elacuerdo obtenido durante la presentación de estosdatos en el III Congreso ibérico de Limnología(Alba-Tercedor et al., 2002), proponemos que apartir de ahora el BMWP’ pase a llamarse IBMWP(“Iberian Biomonitoring Working Party”).

MATERIAL Y MÉTODOS

Como paso previo, al inicio del estudio se llevóa cabo un ejercicio de intercalibración metodo-

lógica en que se testaron dos protocolos demuestreo correspondientes a los índices FBILL(Prat et al., 2000) e IBMWP (Alba-Tercedor &Sánchez-Ortega, 1988; Alba-Tercedor, 1996;Alba-Tercedor & Pujante, 2000). En base a losresultados se seleccionó el método IBMWP (verBonada et al. (a), en este volumen). Se estudia-ron 65 cursos de agua pertenecientes a 12 cuen-cas hidrográficas mediterráneas. En ellas semuestrearon estacionalmente, a lo largo de dosciclos anuales (de Abril 1999 a Marzo de 2001)un total de 157 estaciones de muestreo (verRobles et al., en este volumen).

En una primera fase se seleccionaron estacio-nes de referencia en los diferentes tramos de lascuencas siguiendo el criterio de que fuesen lasque mejores condiciones tuviesen (Reynoldson& Wright, 2000). Pero la dificultad o en muchoscasos imposibilidad material de encontrar enbuenas condiciones puntos en los tramosmedios y bajos, hizo que en una segunda fase setomaran criterios mas restrictivos que permitie-ran asegurar un buen estado ecológico de lasmismas. De tal forma que como condiciones dereferencia se utilizaron tan solo los datos prove-nientes de esta segunda fase (ver Bonada et al.(c), en este volumen).

Además del muestreo de los macroinvertebra-dos, se analizaron diferentes parámetros físico-químicos (ver Toro et al., en este volumen), y seevaluó tanto la calidad del bosque de riberamediante el índice QBR (Munné et al., 1988;ver Suárez et al., en este volumen), como delhábitat fluvial (ver Pardo et al., en este volu-men). Con los resultados se generó una base dedatos global que es la que se ha utilizado comobase para este trabajo.

Para determinar que parámetros físico-quími-cos explicaban mejor las variaciones del IBMWPse llevó a cabo un análisis de correlación simple(R de Pearson), así como un análisis de regresiónmúltiple por pasos (Dixon & Jennrich, 1983;Edwards, 1985; Sokal & Rohlf, 1979), métodoque ha sido utilizado para los mismos propósitosen otros trabajos similares (Armitage et al., 1983;Moss et al., 1987; Rodríguez & Wright, 1988;1989; Zamora-Muñoz et al., 1995; entre otros).

176 Javier Alba-Tercedor et al.

Como variable dependiente se utilizó el IBMWPy como variables independientes los parámetrosfísicos (altitud, pendiente, caudal, temperatura,distancia al origen, índice de hábitat y QBR) yquímicos (sólidos en suspensión, amonio, nitra-

tos, nitritos, fosfatos, sulfatos, cloruros, oxígeno,pH y conductividad). Antes de realizar los análi-sis, siguiendo a Digby & Kempton (1987), lasvariables físico-químicas se transformaron paranormalizarlas.

Índice IBMWP y estado ecológico de ríos mediterráneos ibéricos 177

Figura 1. Situación global de la calidad biológica de las aguas y variaciones estacionales del conjunto de puntos de muestreo estu-diados. Entre paréntesis se presenta la clase de calidad que corresponde a cada sector (I = Buena; II = Aceptable; III = Dudosa;IV = Crítica; V = Muy crítica —ver Jáimez-Cuéllar, este volumen). Overall situation of the water biological quality and seasonalvariations of this at the sampling sites studied. Quality classes are presented in brackets (I = Good; II = Passable; III = Dubious;IV = Critical; V = Very critical —see Jáimez-Cuéllar, this issue)

RESULTADOS

Analizando los datos en su conjunto y siguiendolas clases de calidad originales, establecidaspara los valores del índice IBMWP por Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega (1988), el 70% delas estaciones de muestreo presentaron aguas ensituación entre “buena” y “aceptable” (clases I y

II), existiendo ligeras variaciones estacionales(Fig. 1). Una representación global de la situa-ción general, expresada como valores mediosdel índice IBMWP, de las diferentes cuencas sepuede observar en la figura 2.

Al estudiar la distribución estacional de lasclases de calidad, comparando las estaciones dereferencia con las de no referencia (Fig. 3), se


Figure 2. Calidad biológica media de las diferentes cuencas estudiadas a lo largo del arco mediterráneo ibérico. Entre paréntesis sepresenta la clase de calidad que corresponde a cada sector (I = Buena; II = Aceptable; III = Dudosa; IV = Crítica; V = Muy crítica—ver Jáimez-Cuéllar, este volumen). Average situation of the water biological quality of the mediterranean different river basinsstudied along the Iberian Mediterranean coast. Quality classes presented in brackets (I = Good; II = Passable; III = Dubious;IV = Critical; V = Very critical —see Jáimez-Cuéllar, this issue)

observa que tal y como cabía esperar, la mayoríade las estaciones de referencia presentan unabuena calidad de sus aguas. Sin embargo, en lamayoría de las cuencas existen estaciones demuestreo que fueron consideradas como de re-ferencia en la primera fase, y que claramentesufren algún tipo de alteración importante (cla-ses de calidad III).

La degradación de las riberas que sufren losríos mediterráneos desde su cabecera, y el pro-gresivo incremento de vertidos a sus aguas, serefleja claramente en la alta correlación positivaque muestra el IBMWP tanto con la altitud comocon la calidad del hábitat fluvial (Tabla 1, y Pardoet al., en este volumen), conservación del bosquede ribera (Tabla 1 y Suárez et al., en este volu-men) y negativa con parámetros químicos quedenotan contaminaciones, tales como el amonio,nitritos y fosfatos (Tabla 1). De hecho, para deter-minar cuales de esos parámetros explican mejorla variación del índice biológico, se realizó unanálisis de regresión múltiple por pasos. Losresultados mostraron que un 63% de la varianzadel IBMWP fue explicado, de forma altamentesignificativa, por tres parámetros (Tabla 2): QBRy altitud, de forma positiva, y amonio negativa-mente. En un trabajo anterior Zamora-Muñoz etal. (1995) encontraron resultados similares encuanto a la variación del índice. El resto de lavarianza es explicado por los macroinvertebrados(Vivas et al., en este volumen).


Tabla 1. Correlaciones entre los diferentes parámetros físico-químicos y el índice IBMWP. Nota: La letra “T” antes delnombre de la variable significa que ésta ha sido transformadapara asemejarla a una distribución Normal: T-IBMWP (X =log10 (X+3)); T-QBR (X = X1/2); T-Nitratos (X = log10 (X +0.3)); T-Sulfatos (X = log10 (X+0.8)); T-Cloruros (X = log10(X+0.6)); T-Caudal (X = log10 (X)); T-Oxígeno (X = X1/2); T-Tª del agua (X = log10 (X+5)); T-Conductividad (X = log10(X+5)); T-Altitud (X = log10 (X+5)) (* p<0.05; ** p<0.025;p<0.001). Correlation coefficients between the physico-chemi-cal variables and the IBMWP index. Note: The letter “T”before the name of the variable means it has been transformedto fulfil the normality requirement: T-IBMWP (X = log10(X+3)); T-QBR (X = X1/2); T-Nitrates (X = log10 (X + 0.3)); T-Sulphates (X = log10 (X+0.8)); T-Chloride (X = log10(X+0.6)); T-Discharge (X = log10 (X)); T-Oxygen (X = X1/2); T-Tª of water (X = log10 (X+5)); T-Conductivity (X = log10(X+5)); T-Altitude (X = log10 (X+5)) (* p<0.05; ** p<0.025;p<0.001).

T-IBMWP

IHF 0.4620***T-QBR 0.7048*** SS -0.0713 Amonio -0.5020*** Nitritos -0.1584* T-Nitratos -0.0815 Fosfatos -0.3225*** T-Sulfatos -0.4214*** T-Cloruros -0.6301*** T-Caudal -0.1161 T-Oxígeno 0.0944 pH -0.1673* T-Tª del agua -0.2425** T-Conductividad -0.5310*** T-Altitud 0.6540***

Tabla 2. Resultados de la regresión múltiple por pasos entre el índice IBMWP y los parámetros físico-químicos medidos. Nota:Unidades: QBR: Adimensional, Amonio (mg/l), Altitud (m.s.n.m.). El análisis se ha realizado con una tolerancia = 0.4. Results of themultiple stepwise regression between the index IBMWP and physico-chemical variables measured. Nota: Units: QBR: unitless,Ammonium (mg/l), Altitude (m.a.s.l.). Tolerance = 0.4.

Variable Dependiente: T-IBMWPMúltiple R: 0.7932Múltiple R2: 0.6292R2 Ajustada: 0.6224 F(3, 165) = 93.33; p<0.00001Intercepción: 0.0772

Variable Beta S.E. B S.E. de B t (165) p =

T-QBR 0.3424 0.0730 0.3025 0.0645 4.6921 0.000006 Amonio -0.3223 0.0507 -0.2967 0.0467 -6.3534 0.000000 T-Altitud 0.3457 0.0697 0.3511 0.0708 4.9574 0.000002

Acotación de los valores del IBMWP como expresión del estado ecológico de los ríos mediterráneos

Según la DMA, independientemente del métodoutilizado para la evaluación del estado ecológico,éste ha de medirse como desviación del muybuen estado ecológico, el cual corresponde a lascondiciones de referencia aplicables a cada masa

de agua. Han de considerarse cinco clases delestado ecológico: “muy bueno”, “bueno”, “acep-table”, “deficiente” y “malo”. A cada una de lascuales se le asignará respectivamente uno de lossiguientes colores: azul, verde, amarillo, naranjay rojo. Si bien, como señala Ortiz (en este volu-men) ha sido un error la permanencia del términoaceptable, manteniendo la traducción de “fair”de una primera versión del texto en inglés, sin


Figura 3. Distribución estacional de las clases de calidad biológica del agua, comparando las estaciones de referencia con las deno referencia. Seasonal distribution of the biological water quality classes, comparing reference and non-reference stations.

que en la versión castellana se incorporara el tér-mino “moderado” (“moderate”) que fue el quedefinitivamente quedó en la versión inglesa.

Comparando los requisitos de división del esta-do ecológico en cinco clases de calidad, así comoel código de colores que a cada uno de ellos hacecorresponder la DMA, es fácil caer en la tentaciónde hacer una transposición inmediata de las clasesde calidad establecidas originariamente para elIBMWP (Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega,1988), ya que este índice divide la calidad de lasaguas en cinco clases a los que le asigna los mis-mos códigos de color que contempla la DMA, yen principio bastaría con cambiar la termino-logía de las clases de calidad de este índice(“buena”, “aceptable”, “dudosa”, “crítica” y“muy crítica”) por la de la DMA. Pero con ello nocumpliríamos las exigencias de la nueva legisla-ción que exige el establecimiento de las clases decalidad en función del grado de desviación de lascondiciones de referencia. Además, surge la dudasobre la validez de aplicación en todas las tipolo-

gías de ríos ibéricos de las clases de calidad esta-blecidas para los valores del IBMWP. De hecho,ha habido autores que han propuesto unos ligerosajustes para determinados ríos (Rico et al., 1992).

Existen diferentes formas de establecer inter-valos de clases para los valores de los índicesbiológicos que reflejen el grado de separaciónrespecto de las condiciones de referencia, y quepor tanto permitan definir en base a ellos clasesdel estado ecológico. Siguiendo una metodolo-gía similar a la de Barbour et al. (1996; 1999)nosotros seguimos el siguiente proceso: trashacer agrupaciones de los ríos en tipologías(ecotipos) (ver Bonada et al., (b) en este volu-men), se establecen estaciones de referencia encada uno de los mismos (ver Bonada et al., (c)en este volumen) y se estudia el universo devalores del índice biológico en cada tipología decurso de agua, estableciendo las clases de cali-dad en función del grado de desviación respec-to a los datos obtenidos en las estaciones dereferencia. Así para cada tipo se establecen las


Tabla 3. Valores del IBMWP en las diferentes tipologías de ríos mediterráneos estudiados. En la parte superior (a) se incluyen losvalores obtenidos en todas las estaciones de muestreo. En la parte inferior (b) se han considerado tan solo aquellas estaciones demuestreo que cumplen los criterios de referencia. Values of the IBMWP index in the different typologies of Mediterranean rivers stu-died. Top, (a) values of IBMWP obtained in all sampling stations. Bottom, (b) only sampling stations complying with the reference cri-teria are included.

a n Media Mediana Mínimo Máximo P25 P75 Dev. St.

CAL/CAB 91 130.8 126 2 272 84 175 64.88 CAL/GB 32 78.7 71.5 43 135 62 88.5 25.58 CAL/MB 233 82.5 75 2 248 49 111 45.01 KARST 60 151 141 59 251 122 170.5 46.36 LLANURA 4 15.8 14 8 27 9.5 22 8.38 RAMBLAS 81 73.5 78 5 151 50 100 31.99 SIL/CAB 103 108.8 110 7 265 81 135 42.63 SIL/MB 140 53 48 0 164 25.5 77.5 34.96 TEMPORAL 48 90.3 89 33 178 61.5 110 34.1

b n Media Mediana Mínimo Máximo P25 P75 Dev. St.

CAL/CAB 63 155.9 151 39 272 116 200 56.05 CAL/GB 8 72 73 47 90 67 79.5 12.94 CAL/MB 57 131.2 127 59 248 104 148 40.09 KARST 59 152.3 141 59 251 123 172 45.61 LLANURA 0RAMBLAS 31 65.7 60 27 138 39 84 29.09 SIL/CAB 60 129.4 130 65 265 109 146 35.19 SIL/MB 32 78.5 76.5 19 148 62 91.5 29.40 TEMPORAL 19 98 95 47 178 81 112 35.11

clases de calidad siguiendo los intervalos quecumplen las condiciones esquematizadas en lafigura 4, considerando los porcentajes del per-

centil 25 correspondientes al: 100%, 61%, 36%y 15%, respectivamente, como los límites entrelas cinco clases del estado ecológico. Así, enuna primera aproximación, se calcularon losestadísticos mencionados en el conjunto de esta-ciones muestreadas (Tabla 3a). Posteriormentese calcularon los mismos teniendo en cuenta tansolo aquellas estaciones de muestreo que pasa-ron el filtro de las restricciones establecidaspara considerarlas de referencia (Tabla 3b), y enbase a los resultados obtenidos se hizo unaaproximación tentativa al establecimiento denuevas clases de calidad (Tabla 4).

DISCUSIÓN

Problemas encontrados y necesidades de futuros estudios

El mayor problema encontrado lo constituye ladificultad de encontrar “auténticas” estacionesde referencia, indispensables para poder discri-


Figura 4. Propuesta de establecimiento de clases de estadoecológico, en función de los valores obtenidos del IBMWP(=BMWP’) en las estaciones de referencia de cada tipo de río,siguiendo los criterios de la Directiva Marco del Agua.Proposal for the establishment of ecological status classes, onthe basis of the values of IBMWP (=BMWP’) obtained in thereference stations of each river type, in accordance with thecriteria set out in the Water Framework Directive.

Tabla 4. Tentativa de establecer acotaciones de los valores del índice IBMWP, para definir el estado ecológico de diferentes tipologíasde cursos de agua mediterráneos de la Península Ibérica. Se indican las acotaciones de los valores originales establecidas por Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega (1988) (Ver explicaciones adicionales en el texto). Attempt at establishing classes of values of the indexIBMWP to define the ecological status of different types of Mediterranean rivers and streams of the Iberian Peninsula. The originalclasses established by Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega (1988) are indicated (for further details, see text).

Rango Clase Originales Cal/Cab Cal/Gb Cal/Mb

Muy bueno Clase I >100 >116 >67 >104Bueno Clase II 61-100 71-115 41-66 63-103Moderado Clase III 36-60 42-70 24-40 37-62Deficiente Clase IV 15-35 17-69 10-23 16-36Malo Clase V <15 <17 <10 <16

Rango Clase Originales Karst Llanura Ramblas

Muy bueno Clase I > 100 > 123 - > 39Bueno Clase II 61-100 75-122 - 24-38Moderado Clase III 36-60 44-74 - 14-23Deficiente Clase IV 15-35 18-43 - 6-13Malo Clase V <15 <18 - <6

Rango Clase Originales Sil/Cab Sil/Mb Temporales

Muy bueno Clase I >100 >109 >62 >81Bueno Clase II 61-100 66-108 38-61 50-80Moderado Clase III 36-60 39-65 22-37 29-49Deficiente Clase IV 15-35 16-38 9-21 12-28Malo Clase V <15 <16 <9 <12

minar las clases del estado ecológico. De hecho,si analizamos atentamente las nuevas acotacio-nes obtenidas (Tabla 4) en esta primera fase, seobserva que ninguna de las estaciones de mues-treo situadas en la tipología de “llanura” cum-plieron las condiciones fijadas como de referen-cia y de otras, como las situadas en cursos“temporales” y en los “calcáreos de cabecera”(“Cal/Cab”), fue muy bajo el número de estacio-nes de muestreo que cumplieran las condicionesde referencia, en base a las cuales se han hechoeste primer intento de establecimiento de nuevasacotaciones del índice. A pesar de ello resultamuy interesante el comprobar la casi total coinci-dencia existente entre las acotaciones originalesde calidad del IBMWP (=BMWP’) (Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega, 1988) y las nuevasacotaciones obtenidas para las tipologías de ríosen donde se contaba con un número de estacio-nes de referencia mayor de 50 (cabeceras de ríoscalcáreos, cursos medios y bajos de ríos calcáre-os, Cal/MB, Karst, y los ríos silíceos de cabece-ra). Sin embargo existen unos fuertes cambiosrespecto a los intervalos de clases originales enel resto de casos en donde el número de estacio-nes de referencia disponibles para hacer las nue-vas acotaciones fue pequeño (<50). Por ello con-sideramos que para el establecimiento y/ovalidación de posibles nuevos intervalos quedefinan las clases del estado ecológico de losdiferentes tipos de ríos mediterráneos es necesa-ria una segunda etapa, en la que se disponga deun mayor número de estaciones de referencia. Locual esperamos poder solucionar en la segundafase del proyecto, y con el desarrollo de un méto-do predictivo (MEDPACS). Por ello, hasta nopoder contar con un mayor número de estacionesde referencia que permita evaluar si efectivamen-te las discrepancias observadas se deben a carac-terísticas diferenciales de las diferentes tipologí-as de ríos, o por el contrario son el resultado deno disponer de una representación suficiente deestaciones de referencia en algunas de las tipolo-gías, consideramos que por el momento debenseguir utilizándose las acotaciones originales delíndice IBMWP para establecer las cinco clasesdel estado ecológico de los ríos.

AGRADECIMIENTOS


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INTRODUCCIÓN

La Directiva Marco del Agua (DMA) (D.O.C.E.,2000) prevé que los países miembros determinenel estado ecológico de sus aguas continentalesbasándose en criterios biológicos. La escala decalidades biológicas medidas deberá ser objetode una intercalibración entre los sistemas emple-

ados por los Estados miembros que, por lo queconcierne a los ríos mediterráneos, es uno de losobjetivos fundamentales del proyecto GUADAL-MED. El objetivo del proyecto GUADALMEDes realizar un estudio en detalle de varios ríosmediterráneos españoles, que por las caracterís-ticas intrínsecas de estos ríos (sequías, avenidas)pueden presentar dificultades en la determina-

187

Protocolo GUADALMED (PRECE).

Pablo Jáimez-Cuéllar1*, Soledad Vivas6, Núria Bonada4, Santiago Robles3, Andrés Mellado5, Maruxa Álvarez2, Juan Avilés3, Jesús Casas6, Manuel Ortega6, Isabel Pardo2, Narcís Prat4, Maria Rieradevall4, Carmen Elisa Sáinz-Cantero1, Antonino Sánchez-Ortega1, Mª Luisa Suárez5, Manuel Toro3, Mª Rosario Vidal-Abarca3,Carmen Zamora-Muñoz1 y Javier Alba-Tercedor1#

1Departamento de Biología Animal y Ecología. Universidad de Granada. Campus Universitario deFuentenueva. 18071 Granada.2Área de Ecología. Universidad de Vigo. Campus Lagoas-Marcosende. 36200 Vigo.3CEDEX. División de Ecología de los Sistemas Acuáticos Continentales. Paseo Bajo Virgen del Puerto, 3.28005 Madrid.4Departament d’Ecologia. Universitat de Barcelona. Diagonal, 645. 08028 Barcelona.5Departamento de Ecología e Hidrología. Universidad de Murcia. Campus de Espinardo. 30100 Murcia.6Departamento de Biología Vegetal y Ecología. Universidad de Almería. Cañada de San Urbano, s/n. 04120Almería.

RESUMEN

En el seno del proyecto GUADALMED se ha desarrollado un Protocolo Rápido de Evaluación de la Calidad Ecológica(PRECE) válido para aplicar a los ríos Mediterráneos. En él se proporciona la metodología necesaria para evaluar la calidad dela vegetación de ribera mediante el índice QBR, la calidad biológica del agua mediante el índice IBMWP (nueva versión modi-ficada del BMWP’), y la heterogeneidad del hábitat fluvial mediante el índice IHF. Además se estandariza la medida del cau-dal y la toma de muestras para los análisis de físico-química de las aguas.

Palabras clave: Calidad Ecológica, Protocolo, PRECE, QBR, IBMWP, IHF, Ríos mediterráneos, Directiva Marco del Agua

ABSTRACT

A rapid protocol for Evaluation of the Ecological Status of Mediterranean rivers (RBP) has been designed within theGUADALMED project. This protocol provides the necessary methodology to determine the value of three indices: the QBRindex (to evaluate riparian quality), the IBMWP index (former BMWP’ for the assessment of biological quality of water),and the IHF index (physical habitat). The protocol also includes methods for measuring river discharge and physicoche-mical variables of water.

Keywords: Ecological Status, protocol, RBP, QBR, IBMWP, IHF, Mediterranean rivers, Water Frame Directive

* Dirección actual: Hydraena S.L.L. Nenúfares, 8. 18170 Jun (Granada).# Persona de contacto


ción de su estado ecológico, lo cual significaproblemas metodológicos que resolver antes dela aplicación de la DMA. El objetivo final es ladefinición de un índice integrado para clasificarlos ríos de acuerdo con su Estado Ecológicoaplicable a todos los ríos Mediterráneos.

El Protocolo Rápido de Evaluación de laCalidad Ecológica (PRECE) desarrollado dentrodel proyecto GUADALMED incluye una síntesisde metodologías usadas para la aplicación dediversos índices de calidad. La ventaja de seguirun protocolo establecido en la aplicación de lasdiferentes metodologías es que los datos analíticosobtenidos puedan ser comparables entre diferentesgrupos de trabajo. Estos aspectos son muy impor-tantes en proyectos como el que se ha llevado acabo, donde participan numerosos grupos de tra-bajo diferentes. Algunos índices utilizados ya exis-tían antes de empezar este estudio, como son elíndice BMWP’ de calidad biológica del río (Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega, 1988; Alba-Tercedor,1996; Alba-Tercedor & Pujante, 2000), que hasido modificado hasta convertirse en el nuevoIBMWP (Alba-Tercedor et al., en este volumen) yel índice QBR, de evaluación del estado del bos-que de ribera (Munné et al., 1998; Suárez-Alonso& Vidal-Abarca, 2000; Munné et al., 2003).

Mientras que el IHF, de caracterización del hábitatfluvial (Pardo et al. ver este volumen) se ha des-arrollado expresamente para este proyecto.

Para realizar este protocolo hemos usado laspautas seguidas en los protocolos de la AgenciaAmericana de Protección Ambiental (Plafkin etal., 1989; Barbour et al., 1999), en los que seinspiró el protocolo ECOSTRIMED desarrolla-do por miembros del proyecto GUADALMED(Prat et al., 2000). En todo momento se ha teni-do en cuenta el hecho de que los distintos méto-dos fueran fáciles de utilizar, baratos y deamplia aplicabilidad sin perder su eficacia(Resh & Jackson, 1993; Resh et al., 1995), demodo que sirvieran de base para el estudio delestado ecológico de los ríos mediterráneos per-mitiendo la aplicación de la DMA en estos eco-sistemas. Así pues se trata de un RBP (RapidBioassesment Portocol) (Wright et al., 1984;Davies, 1994; Barbour et al., 1999) al que lla-maremos PRECE (Protocolos Rápidos deEvaluación de la Calidad Ecológica).

Las recomendaciones dentro del capítulo dela toma de muestras para las medidas de físico-química son una recopilación de los protocolospropuestos en las normas UNE (AENOR,1997) (Tabla 1), tanto en sus procedimientos

188 Pablo Jáimez-Cuéllar et al.

Tabla 1. Versiones oficiales adoptadas por España de las Normas Europeas UNE utilizadas para la redacción de los procedimien-tos citados. Se incluye la Norma Internacional ISO correspondiente. Official versions of the European Guidelines UNE adopted bySpain and used in the procedures cited. The associated international guideline ISO is also included.

Norma UNE española Título Norma europea Norma internacional ISO

UNE-EN 25667-1: 1995 Calidad del agua. Muestreo. EN 25667-1: 1993 ISO 5667-1:1980 Parte 1: Guía para el diseño de los programas de muestreo.

UNE-EN 25667-2: 1995 Calidad del agua. Muestreo. EN 25667-2: 1993 ISO 5667-2:1991Parte 2: Guía para las técnicas de muestreo.

UNE-EN ISO 25667-3: 1996 Calidad del agua. Muestreo. EN ISO 25667-3: 1995 ISO 5667-2:1994Parte 3: Guía para la conservación y manipulación de las muestras.

UNE-EN 27828: 1995 Calidad del agua. Métodos EN 27828: 1995 ISO 7828: 1985de muestreo biológico. Guía para el muestreo manual de macroinvertebrados bénticos

UNE-EN 28265: 1995 Calidad del agua. Concepción EN 28265: 1995 ISO 8265: 1988 y utilización de los muestreadores de macroinvertebrados bénticos sobre sustrato rocoso en aguas dulces poco profundas

generales de técnicas de muestreo, como en losque se refieren a parámetros específ icos.Alguna de las sugerencias de muestreo, conser-vación de muestras, etc. se han recopilado delos Métodos Normalizados (APHA, 1992).Otras recomendaciones se han redactadoteniendo en cuenta la experiencia de los gruposde trabajo GUADALMED y las propias necesi-dades surgidas dentro del proyecto.

Los diferentes métodos han sido aplicados a157 puntos de muestreo repartidos en 12 cuen-cas hidrográficas a lo largo de toda la cuencamediterránea, 10 de ellas situadas en la vertien-te mediterránea de la Península Ibérica y dos enlas Islas Baleares.

Pautas generales

Se deben seguir los siguientes pasos:

1. Seleccionar la estación de muestreo. Los cri-terios de selección pueden encontrarse enBonada et al., en este volumen.

2. Identificación del punto de muestreo (nom-bre, código, fecha, hora)

3. Toma de muestras 3.1. Fisico-química del agua (protocolo 1)3.2. Caudal (protocolo 1)3.3. Hábitat (protocolo 2)3.4. Macroinvertebrados (protocolo 3)3.5. Vegetación de ribera (protocolo 4)

Protocolo GUADALMED (PRECE) 189

ANTES DE COMENZAR:

– Permiso de muestreo – Mapas– Cámara de fotos– Fichas de campo– Botas de agua– Guantes de goma– Trapo o toalla

MUESTREO DE LA FISICOQUÍMICA:

– Termómetro– pH-metro y soluciones tampón para calibrar el pH-metro– Conductímetro– Oxímetro o Botellas y reactivos Winkler– Membrana de repuesto para el oxímetro– Botes y botellas para la muestra de agua– Cloroformo (si se fija la muestra de agua con cloroformo)– Cuentagotas– Nevera con bloques helados– Pilas de repuesto para todos los aparatos– Frascos lavadores con agua destilada y rollo de papel

de celulosa (para enjuague y limpieza de electrodos)

Caudal:– Cinta métrica de al menos 10 metros y metro rígido– Correntímetro

PARA ETIQUETAR:

– Rotuladores indelebles– Lápices y sacapuntas– Etiquetas de papel y cinta aislante para botes y botellas

PARA EL MUESTREO BIOLÓGICO:

Macroinvertebrados:– Redes de 300 micras (unas de mango corto y otras

de mango largo)*– Pinzas entomológicas y/o aspirador entomológico– Bateas blancas de plástico (mínimo 30 x 20 cm)– Cuentahilos o lupa (ayuda identificación organismos)– Viales de plástico herméticos– Alcohol de 96º– Formol 40 %

Estaciones de referencia:– Bolsas de plástico o botes grandes para la muestra de

macroinvertebrados de las estaciones de referencia

Vegetación de ribera:– Guía de árboles y arbustos

MATERIAL NECESARIO PARA EL MUESTREO

* Con corrientes fuertes, utilizar redes de 500-1000 µm.


Pasos a seguir

1. Seleccionar el área de toma de muestra

Para que el muestreo sea lo más representativo posible sedebe realizar la toma de muestras en puntos que representenel tipo de hábitat de estudio. Seleccionar zonas donde el aguaesté bien mezclada (zonas centrales), evitando tomar aguasuperficial, rebosaderos de los embalses, confluencias deríos poco importantes, lugares de pequeños vertidos, etc. yaque sólo tienen efectos muy localizados en la química delagua de ese tramo, y evaluarían incorrectamente el estadodel río y las características del agua en el tramo de estudio.Muestrear antes del comienzo de los trabajos que puedanmodificar las características del agua (en especial el mues-treo biológico). Otra posibilidad es realizarlo posteriormen-te, aguas arriba de la zona perturbada.

2. Medidas instantáneas con equipos portátiles (Tabla 2)

La temperatura, el pH o los gases disueltos cambian de mane-ra significativa en cuestión de minutos y por ello hay quemedirlos en el mismo momento del muestreo con ayuda de loselectrodos de campo.Antes del muestreo es imprescindible leer minuciosamente lasinstrucciones de uso de los aparatos que se vayan a utilizar,comprobando el buen estado de los mismos (lo que incluyerevisión y limpieza).Controlar la temperatura de referencia o de calibrado del apara-to. La temperatura normalmente utilizada suele ser 25 ºC, yeste dato deberá incluirse en la hoja de campo que contenga lasmedidas realizadas. Si la calibración se realiza con líquidostampón, como el caso del pH, los rangos esperados de esta

medida serán los que utilicemos para elegir las soluciones tam-pón calibradoras. Estas se deben utilizar a la misma temperatu-ra a la que se encuentre el agua a medir. Esto se consiguesumergiendo los tampones unos minutos en el río hasta que latemperatura de los mismos se iguale con la del agua del río. Estas medidas directas se deben realizar, en la medida de loposible, en el mismo río sin necesidad de recoger el agua enun recipiente ya que la manipulación de la muestra puedemodificar la solubilidad de los gases disueltos.Los electrodos, una vez sumergidos, no deben entrar en con-tacto con macrófitos o algas, o quedar enterrados en el sedi-mento ya que esto puede desvirtuar la medida real.

3. Medidas de laboratorio: toma de muestras.Traslado y conservación (Tabla 2)

Algunos análisis químicos se ven mucho más afectados queotros por los efectos de la conservación de las muestras. Conuna correcta técnica de conservación y transporte de lasmuestras hasta el laboratorio se consigue retrasar los cambiosquímicos y biológicos que se producen inevitablemente des-pués de la toma.Los recipientes que contendrán la muestra de agua y la trans-portarán hasta su análisis definitivo deben estar totalmentelimpios. Dependiendo del procedimiento a seguir (normal-mente en los análisis de fósforo en los que no se utilice unrecipiente estéril y que no se vayan a realizar inmediatamen-te), se deberá realizar un lavado meticuloso del recipiente conácido diluido. Dependiendo del analito, se exige que los reci-pientes dónde se almacene la muestra sean de un tipo de mate-rial u otro (Tabla 3). La elección de un recipiente apropiado ysu preparación puede ser de la mayor importancia a la hora derealizar análisis químicos.

PROTOCOLO 1: DE TOMA DE MUESTRAS PARA LA REALIZACIÓN DE ANÁLISIS FÍSICO-QUÍMICOS

Tabla 2. Parámetros físico-químicos determinados en el proyecto GUADALMED. Physical and chemical variables measured inthe Guadalmed project.

MEDIDAS INSTANTÁNEAS MEDIDAS Y ANÁLISIS EN EL PUNTO DE MUESTREO POSTERIORES

Tª (º C) Alcalinidad Conductividad (µS/cm, 25 ºC) N-Nitratos (mg/l N-NO3) Oxígeno disuelto (mg/l y % saturación) N-Nitritos (mg/l N-NO2) PH Amonio (mg/l NH4

+) Ortofosfato1 (mg/l P-PO4)Cloruros (mg/l Cl-)Sulfatos (mg/l SO4

2-)Sólidos en suspensión (mg/l)

1. Fósforo reactivo soluble


Antes de la toma de la muestra todos los recipientes debenlimpiarse concienzudamente con el agua del río, enjuagandoal menos 6 veces.Los recipientes deben ser llenados completamente hasta suparte superior y taparlos de manera que se impida que quedeaire encima de la muestra y la formación de burbujas. Estolimita la interacción con la fase gaseosa y la agitación duranteel transporte y conseguiremos que quede la menor cantidad deaire en el recipiente que pueda interferir con el analito y des-virtuar la medición (muy importante en casos como la medidade la alcalinidad). Éste será un procedimiento válido en todoslos casos excepto en los que vayan a fijarse para su conserva-ción. En este caso se dejará un poco de volumen en el reci-piente para añadir la sustancia fijadora, igual que en el caso deque el contenido se vaya a congelar.

Las principales recomendaciones para el traslado y conserva-ción de las muestras, según el analito que queramos medir, sedescriben en la Tabla 3.En general no se pueden dar reglas absolutas y fijas para laconservación, la duración de la conservación, la naturaleza delrecipiente y la eficacia de los procesos de conservación. Estose debe a que dependen, no sólo de los constituyentes que hande analizarse y de sus niveles sino también de la naturaleza dela muestra. Por tanto, el contenido de la Tabla 3 debe conside-rarse únicamente como sugerencias razonables. En cada casoconcreto y para cada método de análisis a utilizar se deberácomprobar si las indicaciones de la tabla son las apropiadas.Como norma general se deberá evitar la congelación de lasmuestras como forma de conservación de las mismas. Si estáes la única forma posible de mantenerlas hasta su análisis, se

Tabla 3. Sugerencia de recipientes, técnicas de conservación y tiempos máximos de almacenamiento. Los datos de la tabla estántomados de AENOR (1997) y APHA (1992). Plástico (P) (e.g., Polietileno o PVC); Vidrio (V); Vidrio Borosilicatado (VB). Laconservación de la muestra debe ser realizada inmediatamente después de su recolección. Las muestras deben ser analizadas tanpronto como sea posible. Los tiempos que aquí se sugieren son tiempos máximos considerados válidos para que la muestra perma-nezca estable. 1Fósforo reactivo soluble. Suggestions about containers, preservation techniques and maximum storage time. Datawere obtained from AENOR (1997) and APHA (1992). Plastic (P) (e.g., Polyethylene or PVC); Glass (V); Borosilicate glass (VB).Samples must be preserved immediately after collection. Samples must be analysed as soon as possible. Times presented here are con-sidered valid for maintaining an essentially unaltered sample. 1Soluble reactive phosphorus.

Parámetro Material Conservación Tiempo Observacionesdel máximo de recipiente almacenamiento

Alcalinidad P, V 4 ºC 24 h Llenar por completo el recipiente y tapar herméticamente. Evítese la agitación de la muestra y su exposición prolongadaal aire. Las muestras deben analizarse preferentemente in situ(en particular para muestras ricas en gases disueltos).

Nitratos P, V 4 ºC, H2SO4 pH<2 24 - 48 h

(mg/l N-NO3) Filtrar 24 – 48 h inmediatamente4 ºC

Nitritos P, V 4 ºC 24 h – 48 h(mg/l N-NO2)

Amonio P, V 4 ºC, H2SO4 pH<2 24 h

(mg/l NH4) 4 ºC 6 h

Ortofosfato1 VB, V Filtrar 24 h Lávense todos los recipientes de vidrio con HCl diluido(mg/l P-PO4) inmediatament, y después varias veces con agua destilada. No usar nunca

4 ºC detergentes comerciales que contengan fosfatos para limpiarel material de vidrio utilizado en este análisis.

Cloruros P, V No especial 1 mes(mg/l Cl)

Sulfatos P, V 4 ºC 1 semana Para aguas con alta DBO existen consideraciones(mg/l SO4) especiales para su conservación

Sólidos en P, V No especial 24 h Las muestras deben analizarse lo antes posiblesuspensión (mg/l)

debe comprobar la idoneidad de este método para el análisisde cada parámetro. En este caso, el tipo de recipientes reco-mendados en la Tabla 3 puede verse modificado.

4. Medida del caudal

Se busca un transecto del río con la sección lo más homogéneaposible y por la que pase todo el caudal, preferentemente con unflujo laminar para que el error cometido sea lo menor posible:

– se mide su anchura con ayuda de una cinta métrica.– a lo ancho de este transecto se hacen medidas de profundi-

dad (con un metro rígido) y de velocidad del agua conayuda de un correntímetro, cada 20 cm. o cada 50 cm.,

según la anchura y homogeneidad del río. La velocidad sedebe tomar a una profundidad que esté a 2/3 del fondo.

– en el caso de disponer de un correntímetro con la opción dehacer la media de la velocidad del agua en continuo, debe-mos subir y bajar el aparato desde la superficie hasta elfondo varias veces, de forma que obtengamos una mediaintegrada de la velocidad del agua en cada una de los perfi-les verticales en los que hemos medido la profundidad.

El valor del caudal (m3/s) en cada una de las secciones seobtiene multiplicando el área de la sección (m2) por la veloci-dad media del agua (m/s) en cada una de ellas. El caudal totaldel transecto sería la suma de los caudales obtenidos en cadauna de las secciones.


Pasos a seguir

1 Seleccionar el área de observaciónEl tramo de río evaluado deberá tener una longitudsuficiente (unos 100 m) para proporcionar alobservador la información necesaria que se requierepara cubrir los siete bloques de los que consta elíndice.

2 Independencia de los bloques a analizarLos siete bloques en los que está basado el IHF sonindependientes y la puntuación de cada uno de ellos nopuede ser superior a la que se indica al final de la hojade campo.

3 Puntuación finalLa puntuación final será el resultado de la suma de lossiete bloques y por lo tanto nunca puede ser superior a100.

Observaciones

El índice será aplicado durante periodos en los que el caudalsea bajo, de modo que el sustrato y las características delcanal puedan verse con facilidad. No evaluar el hábitatinmediatamente después de una crecida.

En cada bloque se valorará solamente la presencia de cadauno de los parámetros indicados, no su ausencia.


PROTOCOLO 2: IHF (ÍNDICE DE EVALUACIÓN DEL HÁBITAT FLUVIAL)

Consideraciones previas a tener en cuenta en la aplicación del índice

Consideraciones útiles para rellenar la hoja de campo

Bloques

1

2

3

Consideraciones

Inclusión rápidos - sedimentación pozas Inclusión: Se contabiliza el grado en que laspartículas del sustrato están fijadas (hundidas) enel lecho del río.Sedimentación: Consiste en la deposición dematerial fino en zonas más lénticas del río.

Frecuencia de rápidos Se hace una estima promedio de la aparición derápidos con respecto a la presencia de zonas másremansadas.

Composición del sustratoPara rellenar este apartado se hace una estimavisual aproximada de la composición media delsustrato, siguiendo las categorías del RIVPACS(River InVertebrate Prediction And ClassificationSystem) (Wright et al., 1984).

Observaciones

La inclusión se mide aguas arriba y en la partecentral de rápidos y zonas de piedras, donde noexista una deposición de sedimentos y ladistribución de las partículas del sustrato puedaverse con mayor claridad.

En este apartado se pretende evaluar laheterogeneidad del curso del río. El que se produzcade forma frecuente la alternancia de rápidos conpozas a la escala de tramo fluvial, asegura laexistencia de una mayor diversidad de hábitats parala comunidad de organismos acuáticos.

El diámetro de partícula considerado en lascategorías del RIVPACS es el siguiente:Bloques y piedras: > 64 mm. Cantos y gravas: > 64 mm > 2 mm. Arena: 0.6 – 2 mm.Limo y arcilla: < 0.6 mm.


Consideraciones útiles para rellenar la hoja de campo. Continuación.

Bloques

4

5

6

7

Consideraciones

Regímenes de velocidad/ profundidad La presencia de una mayor variedad de regímenesde velocidad y profundidad proporciona una mayordiversidad de hábitat disponibles para losorganismos.

Porcentaje de sombra en el cauce Estima, de forma visual, la sombra proyectada porla cubierta vegetal adyacente, que determina lacantidad de luz que alcanza el canal del río einfluencia el desarrollo de los productoresprimarios.

Elementos heterogeneidad Mide la presencia de elementos tales como hojas,ramas, troncos o raíces dentro del lecho del río.Estos elementos proporcionan el hábitat físico quepuede ser colonizado por los organismosacuáticos, a la vez que constituyen una fuente dealimento para los mismos.

Cobertura y diversidad de vegetación acuáticaMide la cobertura de la vegetación acuática en elcauce fluvial. La mayor diversidad de morfologíasen los productores primarios incrementa ladisponibilidad de hábitats y de fuentes de alimentopara muchos organismos. En la misma medida ladominancia de un grupo sobre el total de lacobertura no debería superar el 50%.

Observaciones

Como norma general se considera una profundidadde 0.5 m para distinguir entre profundo y somero yuna velocidad de 0.3 m/s para separar rápido delento.

En este apartado se tendrá en cuenta únicamente laaparición de los elementos indicados. Si noexistiesen no se les daría ninguna puntuación.

Plocon: incluye organismos fijos al sustrato por unextremo -rizoides- en muchos casos desprendidos yflotando, por ejemplo, Cladophora, Zygnematales,Oedogoniales y Briófitos.Pecton: incluye talos aplanados, laminares oesféricos, por ejemplo, Nostoc, Hildenbrandia,Chaetoforales, Rivulariáceas, Fieltros deoscilatorias o Perifiton de diatomeas.Fanerógamas y charales: por ejemplo, especies delos géneros Potamogeton, Ranunculus,Ceratophyllum, Apium, Lemna, Myriophyllum,Zannichellia o Rorippa y CharaBriófitos: incluyen musgos y hepáticas.

Pasos a seguir

1 Seleccionar el área de observaciónEl tramo de río evaluado deberá tener una longitudaproximada de 100 m. Se realizará un recorrido visual alo largo del tramo a muestrear y se identificarán losdiferentes hábitats para macroinvertebrados presentes:zonas lóticas o leníticas, con macrófitos o no, con raíceso con diferentes tipos de sustratos: arena, limo, etc.

2 Muestreo de los hábitatsUna vez recorrida la zona y localizados los diferentesmicrohábitats, antes de introducirse en el agua esimportante localizar animales esquivos que viven en lasuperficie como Gyrinidae, Gerridae o Hydrometridae,ya que tratan de huir rápidamente y podrían pasardesapercibidos si se lleva a cabo el muestreo deinmediato. A continuación se muestrearán todos loshábitats presentes con una red de mano de 300 µm* deluz de malla y una boca de entrada de unos 30 cm dediámetro. El muestreo se realizará colocando la mallaa contracorriente y removiendo el sustrato aguas arribade la manga con la mano o el pie, realizando unmovimiento zigzagueante con la red para que todo elmaterial removido entre a través de ésta.Las piedras deben limpiarse bien dentro de la red o enuna batea por ambas caras, así como troncos, raíces,masas de algas, etc.

3 Identificación de los taxonesSe proponen dos protocolos de identificacióndependiendo de si se está muestreando una estación dereferencia o no. En caso del muestreo de una estación dereferencia se realiza un mayor esfuerzo en laidentificación de los taxones, ya que se prevé que estaslocalidades serán muchos más diversas que las de “noreferencia”. Además, en estas localidades, se propone latoma de datos de abundancia relativa en laboratorio, paraun posible posterior tratamiento de los datos. En caso deque no interese tal tratamiento será suficiente con aplicarel Protocolo I a todas las localidades de muestreo.

3.1 “Estaciones de no referencia”. Protocolo I.En el campo se toma una batea blanca de plástico y sellena de agua. El contenido de las redadas se deposita enla batea asegurándose de que no queda ningún individuoadherido a la red. Se capturan los diferentes taxones conayuda de unas pinzas finas o un aspirador entomológicoy se van identificando a medida que se localizan en labatea. Los taxones que son dudas y que quedan sin iden-tificar se introducen en un vial con alcohol de 70º. Y elmaterial revisado de la batea es devuelto al río.

Observaciones

El índice no se deberá aplicar inmediatamente después deuna crecida, ni inmediatamente después de un periodo enque el cauce haya estado seco. En ambos casos debeesperarse al menos un mes antes de realizar el muestreo

El muestreo se realiza desde aguas abajo hacia aguasarriba del tramo para evitar que la perturbación haga huir alos animales.Para evitar que al colmatarse la red la corriente ayude a losanimales a escapar se debe vaciar a menudo el contenidode ésta en bateas de plástico blanco.

El muestreo debe continuar hasta que nuevas redadas noaporten nuevos taxones. La duración de esta operacióndepende de la experiencia y habilidad del operador.Entre distintos puntos de muestreo se han de lavar bien lasbateas y las redes para evitar llevar individuos de unos pun-tos de muestreo a otros.

PROTOCOLO 3: IBMWP “IBERIAN BIOLOGICAL MONITORING WORKING PARTY”

Consideraciones previas a tener en cuenta en la aplicación del índice:


* Si la corriente es muy fuerte, utilizar tamaños de malla de 500 µm.


Pasos a seguir

3.2.“Estaciones de referencia”. Protocolo II.Se procede igual que en el caso anterior pero de cadataxón nos aseguramos capturar al menos de 1-3 indivi-duos, que se introducen en un vial con alcohol de 70º.Todo el material sobrante después de las redadas seintroduce en un bote de boca ancha o en una bolsa her-mética de plástico y se fija con Formol al 4 %. En ellaboratorio se submuestrea separando 200 individuos alazar (Bonada et al., en este volumen) y se revisa lamuestra por si algún taxón escaso o críptico no sehubiera detectado en el submuestreo y además hubieseescapado al muestreo de campo. De esta forma sepuede obtener sumando los animales separados encampo y los separados en laboratorios un dato semi-cuantitativo que nos permita calcular las abundanciasrelativas de los distintos taxones.

5 Cálculo del índicePara el cálculo del índice se suman las puntuacionesparciales que se obtienen de la presencia de cada fami-lia y de esta forma se obtiene la puntuación global delpunto de muestreo. Si en el tramo aparecen más de unindividuo de una familia esta sólo puntuará una vez.

Observaciones

Dada la elevada toxicidad del formol, la muestra se puedeconservar igualmente en alcohol de 70º. En este últimocaso el volumen de fijador en el bote ha de ser muchomayor y la muestra no se podrá conservar por mucho tiem-po en el laboratorio.

Consideraciones previas a tener en cuenta en la aplicación del índice. Continuación.

El problema de establecer límites estrictos de calidad de aguasimplica la necesidad de reconocer situaciones intermedias entreunos y otros. Es por ello que aquellos valores que queden cincounidades por exceso o por defecto de los límites establecidos enla tabla anterior han de considerarse entre dos clases de calidad,

alternando los colores representativos de las clases de calidadcorrespondientes (Alba-Tercedor, 1996). Por ejemplo, 103 que-daría intermedio entre las clases I y II y debería colorearse en lacartografía con azul y verde. Estos rangos de calidad están sien-do revisados en la segunda fase del proyecto GUADALMED.

Los rangos de calidad según el índice IBMWP son:

Estado Ecológico CALIDAD IBMWP Color

Muy Bueno Buena. Aguas no contaminadas o no alteradas de modo sensible. ≥ 101 Azul Bueno Aceptable. Son evidentes algunos efectos de contaminación. 61-100 Verde Aceptable (=Moderado)* Dudosa. Aguas contaminadas. 36-60 Amarillo Deficiente Crítica. Aguas muy contaminadas. 16-35 Naranja Malo Muy crítica. Aguas fuertemente contaminadas <15 Rojo

* Hay que señalar que en la versión inglesa de la Directiva Marco del agua, se lee “Moderate”, que ha sido traducida al castellano como“Aceptable” en vez de como “Moderado”, indicando que existe una alteración (ver Ortiz, en este volumen)


Pasos a seguir

1 Seleccionar el área de observaciónSe debe escoger un tramo de 100 m de longitud, aguasarriba del punto de muestreo, y se considera toda laanchura potencial del bosque de ribera para calcular elQBR. Se delimitará visualmente la orilla y la ribera (verdibujo de la hoja de campo de este índice) de la zonariparia.En las estaciones de referencia se considerará el tramode río que tome los mayores valores de QBR.

2 Independencia de los bloques a analizarLos cuatro bloques en los que está basado el QBR sontotalmente independientes y la puntuación de cada unode ellos no puede ser negativa ni superior a 25.

3 Cálculo bloque por bloqueEn cada bloque se escoge una de las cuatro opcionesprincipales, puntuando 25, 10, 5 ó 0. Solamente se puedeescoger una entrada: La que cumpla la condición exigidasiempre leyendo de arriba abajo.La puntuación final de cada bloque será modificada porlas condiciones expuestas en la parte inferior de cadabloque, tantas veces como se cumpla la condición(sumando o restando).

4 Puntuación finalLa puntuación final será el resultado de la suma de loscuatro bloques, por tanto variará entre 0 y 100.

5 NotaLos puentes y caminos utilizados para acceder a la esta-ción de muestreo no se tendrán en cuenta para la evalua-ción del índice QBR. Si es posible, el QBR debería seranalizado aguas arriba y debajo de estos accesos. Otrospuentes o carreteras (por ejemplo las paralelas al río) síque deberán ser consideradas.

Observaciones

Orilla. Zona del cauce inundable en crecidas periódicas enun período aproximado de dos años.Ribera. Zona inundable en crecidas de gran magnitud(períodos de hasta 100 años). Pueden estar incluidas variasterrazas aluviales.El índice no es aplicable en las zonas altas de montaña,donde no existe de manera natural vegetación arbórea.

De las cuatro opciones principales, se escogerá solamenteuna de ellas.La puntuación final de cada bloque tendrá un 25 comomáximo y un 0 como mínimo.Las condiciones se analizarán considerando ambosmárgenes del río como una única unidad.

Los tramos de ribera cercanos a la zona de acceso al ríosuelen estar perturbados y pueden hacer disminuir lapuntuación.Si es posible, es interesante realizar varios transectos (cada100-200 m) y evaluar el QBR en un tramo largo para teneruna puntuación más representativa de la zona.

PROTOCOLO 4: QBR (ÍNDICE DE CALIDAD DEL BOSQUE DE RIBERA)

Consideraciones previas a tener en cuenta en la aplicación del índice:


Consideraciones útiles para rellenar la hoja de campo:

Bloques

1

2

3

4

Consideraciones

Grado de cobertura ripariaSe contabiliza el porcentaje de cobertura de todala vegetación, exceptuando las plantas decrecimiento anual. Se consideran ambos lados delrío de forma conjunta.Hay que tener en cuenta también la conectividadentre el bosque de ribera y el ecosistema forestaladyacente para sumar o restar puntos.

Estructura de la coberturaLa puntuación se realiza según el porcentaje decobertura de árboles y, en ausencia de éstos,arbustos sobre la totalidad de la zona a estudiar.Se considera riberas a ambos márgenes del río.Elementos como la linealidad en los pies de losárboles (síntomas de plantaciones), o las coberturasdistribuidas no uniformemente y formando manchasse penalizan en el índice, mientras que la presenciade helófitos en la orilla y la interconexión entreárboles y arbustos en la ribera, se potencian.

Calidad de la coberturaPara rellenar este apartado, antes que nada hay quedeterminar el tipo geomorfológico con lasindicaciones del reverso de la hoja de campo. Después de haber seleccionado el tipogeomorfológico (1 a 3) contaremos el número deespecies arbóreas o arbustivas nativas riparias.Los bosques en forma de túnel a lo largo del ríosuponen un aumento de la puntuación,dependiendo del porcentaje de cobertura a lo largodel tramo estudiado.La disposición de las diferentes especies arbóreasen galería, desde la zona más cercana al río hastael final de la zona de ribera, puntúan aumentandoel valor del índice.

Naturalidad del canal fluvialLa modificación de las terrazas adyacentes al ríosupone la reducción del cauce, el aumento de lapendiente de los márgenes y la pérdida de sinuosidaden el río. Los campos de cultivo cercanos al río y lasactividades extractivas producen este efecto.Cuando existan estructuras sólidas, como paredes,muros, etc., los signos de alteración son másevidentes y la puntuación baja.

Observaciones

Nos interesa puntuar la cobertura del terreno por lavegetación, sin tener en cuenta su estructura vertical,que se evalúa en el siguiente apartado. En estebloque se destaca el papel de la vegetación comoelemento estructurador del ecosistema de ribera.Los caminos sin asfalto de menos de 4 metros deancho no se consideran como elementos deaislamiento con el ecosistema adyacente.

En este apartado lo que se pretende evaluar es lacomplejidad de la vegetación que puede ser causa deuna mayor biodiversidad animal y vegetal en la zona.Cuando debido a las característicasgeomorfológicas o hidrológicas del tramo, elbosque adyacente ocupa la zona riparia, éste secontabiliza en el apartado de cobertura y estructura(bloque 1 y 2), pero no para evaluar la calidad dela cobertura (bloque 3).

Para determinar el tipo geomorfológico hay queutilizar el reverso de la hoja de campo. En esta partepuntuaremos el margen izquierdo y derecho enfunción de su desnivel y forma. La puntuación finalse obtiene sumando los valores de ambos márgenes ycomplementando este valor con las restas y las sumasde los apartados inferiores (si es necesario). Lapresencia de islas en el río decrecen la puntuación,mientras que la presencia de un suelo rocoso y duro(lascas) con baja potencialidad para enraizar unabuena vegetación de ribera, la aumentan. El resultadode la operación nos indica el tipo geomorfológico delcanal del tramo a estudiar y lo usaremos para seguirpor una u otra columna en el tercer bloque.Las especies introducidas en la zona y naturalizadaspenalizan en esta parte del índice. Existe una listade las especies introducidas (consideradas nonaturales) más frecuentes en los ríos muestreados enel reverso de la hoja de campo.

No se consideran los puentes ni los pasos paracruzar el río que nos permiten acceder a la estaciónde muestreo.

BIBLIOGRAFÍA




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Los rangos de calidad* según el índice QBR son:

Nivel de calidad QBR Color representativo

Bosque de ribera sin alteraciones, calidad muy buena, estado natural ≥ 95 Azul Bosque ligeramente perturbado, calidad buena 75-90 Verde Inicio de alteración importante, calidad intermedia 55-70 Amarillo Alteración fuerte, mala calidad 30-50 Naranja Degradación extrema, calidad pésima ≤ 25 Rojo

* Los rangos de calidad son provisionales, están sujetos a revisión en la segunda fase del proyecto GUADALMED.

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Anexo. Hojas de campo del IBMWP, IHF y QBR usadas en el proyecto GUADALMED. Field sheets for the IBMWP, IHF andQBR indices used in the Guadalmed project.

TAXÓN PTS Abund

TRICLADIDADendrocoelidae 5Dugesiidae 5Planariidae 5

OLIGOCHAETA 1HIRUDINEA

Erpobdellidae 3Glossiphoniidae 3Hirudidae 3Piscicolidae 4

MOLLUSCAAncylidae 6Bithyniidae 3Ferrissidae 6Hydrobiidae 3Lymnaeidae 3Neritidae 6Physidae 3Planorbidae 3Sphaeriidae 3Thiaridae 6Unionidae 6Valvatidae 3Viviparidae 6

HYDRACARINA 4OSTRACODA 3AMPHIPODA

Corophiidae 6Gammaridae 6

ISOPODAAsellidae 3

DECAPODAAstacidae 8Atyidae 6Palaemonidae 6

EPHEMEROPTERABaetidae 4Caenidae 4Ephemerellidae 7Ephemeridae 10Heptageniidae 10Leptophlebiidae 10Oligoneuriidae 5Polymitarcidae 5Potamanthidae 10Prosopistomatidae 7Siphlonuridae 10

TAXÓN PTS Abund

ODONATAAeshnidae 8Calopterygidae 8Coenagrionidae 6Cordulegasteridae 8Corduliidae 8Gomphidae 8Lestidae 8Libellulidae 8Platycnemididae 6

PLECOPTERACapniidae 10Chloroperlidae 10Leuctridae 10Nemouridae 7Perlidae 10Perlodidae 10Taeniopterygidae 10

HETEROPTERAAphelocheiridae 10Corixidae 3Gerridae 3Hydrometridae 3Mesoveliidae 3Naucoridae 3Nepidae 3Notonectidae 3Pleidae 3Veliidae 3

NEUROPTERASialidae 4

COLEOPTERAChrysomelidae 4Curculionidae 4Dryopidae 5Dytiscidae 3Elmidae 5Gyrinidae 3Haliplidae 4Helodidae 3Hydraenidae 5Hydrochidae 5Hydrophilidae 3Hygrobiidae 3Noteridae 3Psephenidae 3Scirtidae 3

TAXÓN PTS Abund

TRICHOPTERABeraeidae 10Brachycentridae 10Calamoceratidae 10Ecnomidae 7Glossosomatidae 8Goeridae 10Hydropsychidae 5Hydroptilidae 6Lepidostomatidae 10Leptoceridae 10Limnephilidae 7Molannidae 10Odontoceridae 10Philopotamidae 8Phryganeidae 10Polycentropodidae 10Psychomyiidae 8Rhyacophilidae 7Sericostomatidae 10Thremmatidae 10

LEPIDOPTERAPyralidae 4

DIPTERAAthericidae 10Blephariceridae 10Ceratopogonidae 4Chironomidae 2Culicidae 2Dixidae 4Dolichopodidae 4Empididae 4Ephydridae 2Limoniidae 4Muscidae 4Psychodidae 4Ptychopteridae 4Rhagionidae 4Sciomyzidae 4Simuliidae 5Stratiomyidae 4Syrphidae 1Tabanidae 4Thaumaleidae 2Tipulidae 5

IBMWPRío: Fecha: Localidad: Identificado por:

Número ind. Abund.

1-3 14-10 2

11-100 3> 100 4

Otros organismos

CambaridaeDreissenidae

Hydridae

Grado de cubierta de la zona de ribera Puntuación entre 0 y 25

Puntuación25 > 80 % de cubierta vegetal de la zona de ribera (las plantes anuales no se contabilizan)10 50-80 % de cubierta vegetal de la zona de ribera5 10-50 % de cubierta vegetal de la zona de ribera0 < 10 % de cubierta vegetal de la zona de ribera

+10 si la conectividad entre el bosque de ribera y el ecosistema forestal adyacente es total+5 si la conectividad entre el bosque de ribera y el ecosistema forestal adyacente es superior al 50%-5 si la conectividad entre el bosque de ribera y el ecosistema forestal adyacente es entre el 25 y 50%

-10 si la conectividad entre el bosque de ribera y el ecosistema forestal adyacente es inferior al 25%

Estructura de la cubierta (se contabiliza toda la zona de ribera) Puntuación entre 0 y 25

Puntuación25 cobertura de árboles superior al 75 %10 cobertura de árboles entre el 50 y 75 % o cobertura de árboles entre el 25 y 50 %

y en el resto de la cubierta los arbustos superan el 25 %5 cobertura de árboles inferior al 50 % y el resto de la cubierta con arbustos entre 10 y 25 %0 sin árboles y arbustos por debajo del 10 %

+10 si en la orilla la concentración de helófitos o arbustos es superior al 50 %+5 si en la orilla la concentración de helófitos o arbustos es entre 25 y 50 %+5 si los árboles tienen un sotobosque arbustivo-5 si hay una distribución regular (linealidad) en los pies de los árboles y el sotobosque es > 50 %-5 si los árboles y arbustos se distribuyen en manchas, sin una continuidad

-10 si hay una distribución regular (linealidad) en los pies de los árboles y el sotobosque es < 50 %

Calidad de la cubierta (depende del tipo geomorfológico de la zona de ribera*) Puntuación entre 0 y 25

Puntuación Tipo 1 Tipo 2 Tipo 325 número de especies de árboles o arbustos autóctonos > 1 > 2 > 310 número de especies de árboles o arbustos autóctonos 1 2 35 número de especies de árboles o arbustos autóctonos - 1 1 - 20 sin árboles autóctonos

+10 si la comunidad forma una franja longitudinal continua adyacente al canal fluvial en más del 75% de la longitud del tramo

+5 si la comunidad forma una franja longitudinal continua adyacente al canal fluvial entre el 50 y 75% de la longitud del tramo

+5 si las distintas especies se disponen en bandas paralelas al río+5 si el número de especies de arbustos es: > 2 > 3 > 4-5 si hay estructuras construidas por el hombre-5 si hay alguna sp. de árbol y/o arbusto alóctono** aislada

-10 si hay sp. de árboles y/o arbustos alóctonos** formando comunidades-10 si hay vertidos de basuras

Grado de naturalidad del canal fluvial Puntuación entre 0 y 25

Puntuación25 el canal del río no ha estado modificado10 modificaciones de las terrazas adyacentes al lecho del río con reducción del canal5 signos de alteración y estructuras rígidas intermitentes que modifican el canal del río0 río canalizado en la totalidad del tramo

-10 si existe alguna estructura sólida dentro del lecho del río-10 si existe alguna presa <o> U otra infraestructura transversal en el lecho del río

Puntuación final (suma de las anteriores puntuaciones)

* Determinación del tipo geomorfológico de la zona de ribera (apartado 3, calidad de la cubierta)Sumar el tipo de desnivel de la derecha y la izquierda de la orilla, y sumar o restar según los otros dos apartados.


CALIFICACIÓN DE LA ZONA DE RIBERA DE LOS ECOSISTEMAS FLUVIALES.ÍNDICE QBR

Esta calificación debe ser aplicada en toda la zona de riberade los ríos (orilla y ribera propiamente dicha). Zonas inundadas periódicamente por las avenidas ordinariasy las máximas.

Los cálculos se realizarán sobre el área quepresenta una potencialidad de soportar una masavegetal en la ribera. No se contemplan las zonascon sustrato duro donde no puede enraizar unamasa vegetal permanente.

La puntuación de cada uno de los 4 apartados no puede ser negativa ni exceder de 25 Estación ______________Fecha ________________

Puntuación

Tipos de desnivel de la zona ripària Izquierda Derecha

Vertical/cóncavo (pendiente > 75º), con una altura 6 6no superable por las máximas avenidas

Igual pero con un pequeño talud o orilla inundable 5 5periódicamente (avenidas ordinarias)

Pendiente entre el 45 y 75º, escalado o no. 3 3La pendiente se cuenta con el ángulo entre la horizontal y la recta entre la orilla y el último punto de la ribera. Σ a > Σ b

Pendiente entre el 20 y 45º, escalonado o no. 2 2Σ a < Σ b

Pendiente < 20º, ribera uniforme y llana. 1 1

Existencia de una isla o islas en el medio del lecho del río

Anchura conjunta “a” > 5 m. - 2

Anchura conjunta “a” entre 1 y 5 m. - 1

Porcentaje de sustrato duro con incapacidad para enraizar una masa vegetal permanente

> 80 % No se puede medir60 - 80 % + 630 - 60 % + 420 - 30 % + 2

Puntuación total

Tipo geomorfológico según la puntuación

> 8 Tipo 1 Riberas cerradas, normalmente de cabecera, con baja potencialidad de un extenso bosque de riberaentre 5 y 8 Tipo 2 Riberas con una potencialidad intermedia para soportar una zona vegetada, tramos medios de los ríos< 5 Tipo 3 Riberas extensas, tramos bajos de los ríos, con elevada potencialidad para poseer un bosque extenso

** Especies frecuentes y consideradas alóctonas

Salix babylonica Arundo donax Ficus sp. Ailanthus altissimaNicotiana sp. Robinia pseudo-acacia Ceratonia siliqua Platanus x hispanicaCastanea sativa Frutales


1) El índice no es aplicable en las zonas más altas de las cuencas en las que no existe de forma natural vegetación arbórea.2) En las zonas áridas y semiáridas y en las ramblas, se entiende que se contemplan los arbustos con porte arbóreo como los árboles que

se consideran en esta hoja de campo.(Para este ultimo caso, ver la aplicación del índice realizado en Murcia y publicado en Tecnología del Agua)

Limnetica 21, volumen 3-4, 2002 - Asociación Ibérica de ...A la memoria de Antonino Sánchez...

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