Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de ...
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Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias Un caso de estudio en el embalse de A Baxe Xana Álvarez Bermúdez
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Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias
Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Xana Álvarez Bermúdez
TESIS DOCTORAL
Xana Álvarez Bermúdez
Modelo conceptual de la eutrofización y
proliferación de cianobacterias.
Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Dirigida por:Dr. Enrique Valero Gutiérrez del OlmoDra. Ángeles Cancela CarralDr. Juan Picos Martín
Tutorizada por:Luis Ortiz Torres
Memoria presentada para optar al título de
DOCTORA POR LA UNIVERSIDAD DE VIGO CON MENCIÓN INTERNACIONAL
Pontevedra, Septiembre 2015
Departamento de Ingeniería de los Recursos Naturales y Medio Ambiente
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[ 9 ]
RESUMENLa planificación integral de las cuencas hidrográficas de un modo sostenible es funda-mental en la gestión de sus recursos naturales, y actualmente se está realizando en los países desarrollados. Uno de los elementos principales de dichas cuencas, los ríos que las conforman, se han visto afectados por diferentes tipos de factores que empeoran su estado de conservación en los últimos años. Dichas alteraciones, cambios y factores modifican su naturaleza, derivando y/o acelerando los procesos ambientales que tienen lugar en los ecosistemas fluviales, como es el caso de la eutrofización de sus aguas.
Dicho proceso ha evolucionado rápidamente en los últimos diez años de tal modo que los gestores de estos espacios, y la comunidad científica, han destinado numerosos recursos, tratando de buscar soluciones a un problema ambiental que cada vez afecta a más biotas en todo el mundo, incrementando no solo los costes ambientales que supone, sino tam-bién las elevadas inversiones económicas necesarias para minimizar sus efectos negativos. Con el objetivo de contribuir a los esfuerzos de conocer y mitigar este proceso de eutrofi-zación en los ecosistemas acuáticos, se desarrollan una serie de análisis e investigaciones en aquellos campos que todavía no tienen respuesta, y para ello el presente estudio se centra en la cuenca hidrográfica del río Umia (aguas arriba del embalse de A Baxe).
Por un lado, se han estudiado medidas preventivas al proceso, concretamente el estudio y la evaluación de los factores que afectan a dicho fenómeno, profundizando en el conoci-miento de cómo tiene lugar y qué consecuencias conlleva para el ecosistema fluvial. Todo ello con la finalidad última de que los gestores de estos espacios puedan adelantarse a los “blooms” de las algas verde-azuladas que tienen lugar en el embalse, y puedan tomar las medidas necesarias para minimizarlos en la medida de lo posible, además de prevenir dicho proceso mediante la restauración del hábitat fluvial.
De forma específica se ha estudiado el origen y la evolución de la eutrofización en función de las condiciones meteorológicas, concretamente de la temperatura del aire, de la radia-ción solar y de las precipitaciones, así como el análisis de la calidad del agua del embalse, correlacionándola con la concentración de la cianobacteria (Microcystis aeruginosa).
[ 10 ]
En segundo lugar, se ha realizado el análisis del crecimiento de las algas verdes en di-ferentes condiciones, recreando a escala laboratorio su desarrollo. Además, se evaluó la competencia en el crecimiento de las diferentes algas verdes que se desarrollan en el área de estudio y la producción de toxina (microcistina-LR) a lo largo del tiempo.
Dentro de las medidas preventivas, se realizó la evaluación de la calidad del hábitat fluvial como indicador de su estado de conservación, mediante la aplicación de tres índices dife-rentes, dos que evalúan la calidad riparia (QBR y RQI) y otro que evalúa la heterogenei-dad del hábitat (IHF). Con los resultados de la aplicación de estos índices se procedió a la elección del índice más adecuado para su aplicación en proyectos de restauración de ríos.
Por otro lado, para la reducción de los aportes de nutrientes que favorecen la eutrofización se evaluó, aplicó y adaptó al río Umia el índice de calidad del bosque de ribera (QBR) como herramienta en la gestión de estas formaciones boscosas riparias, concretamente para el diseño de medidas de conservación y restauración de las zonas ribereñas. De este modo se pudo realizar una zonificación de las áreas riparias en función de su estado de conservación.
Finalmente, se han abordado y evaluado aquellas posibles medidas correctoras, una vez la floración de dichas algas ha tenido lugar, específicamente la eliminación de las algas mediante la electrofloculación, sin afección al ecosistema fluvial ni a los organismos que en él habitan. Así mismo, se ha analizado el potencial de dichas algas para la generación de biodiesel, de modo que se reduzcan los residuos y se pueda llegar a contrarrestar los esfuerzos económicos envueltos en los procesos de su eliminación.
Los resultados aquí publicados, además de esclarecer diferentes aspectos relevantes en la eutrofización de ecosistemas de agua dulce, abren nuevas líneas de investigación que podrán integrar mucha de la información aquí mostrada, y seguir contribuyendo en el conocimiento necesario para mantener y conservar los ecosistemas fluviales.
[ 11 ]
ABSTRACTThe sustainable and integrated planning of the freshwater is essential for the manage-ment of these natural resources, and thus it is currently being done in several developed countries. The conservation status of rivers, the main elements of the hidrological system, is affected by different conditions and factors. Consequent disturbances have changed and/or accelerated some environmental processes that occur in river ecosystems, such as freshwater eutrophication.
Eutrophication has increased so rapidly in the last ten years that water authorities and the scientific community, have assigned considerable resources trying to find solutions to an environmental problem that affects different biota in the World and increases both, the environmental cost involved and the investments needed to minimize the negative effects.
In order to contribute to understand the process of eutrophication in aquatic ecosystems and its mitigation, a specific research program has been carried out in the Umia River Basin, upstream of the “A Baxe” reservoir.
Firstly, we have studied preventive measures for eutrophication, in particular the study and evaluation of factors that affect this phenomenon, through an understanding of how it takes place and what are the consequences for the river ecosystem. All with the main aim of the managers of these resources can anticipate to the “blooms” of blue-green algae that occurs in the reservoir, and they can take actions to minimize as far as is possible, as well as to prevent this process by restoring river habitat.
It has studied the origin and evolution of eutrophication depending on weather condition (specifically air temperature, solar radiation and rainfall), water quality of the reservoir and the correlation of it with the concentration of cyanobacteria (Microcystis aeruginosa).
Secondly, there has been an analysis of the growth of green algae in different conditions, recreating their development at a laboratory scale. In addition, competition among di-fferent green algae of the study area was evaluated, as well as their production of toxin (microcystin-LR) over time.
[ 12 ]
Regarding preventive measures, an evaluation of the river habitat quality as an indicator of its condition was performed by applying three different indexes: two that evaluate riparian quality (QBR and RQI) and ano nputs that increase eutrophication, the riparian forest quality index (QBR) was evaluated, applied and adapted to Umia river. QBR appears to be a useful tool for riparian forest management, especially for the design of conservation and restoration actions. Consequently, it was possible to suggest zoning criteria of riparian areas depending on their conservation condition.
Finally, we have been working on potential corrective measures to be applied, once algae blooms have occurred. Specifically we have been testing the elimination of algae by elec-trofloculation, without damaging the river ecosystem and its organisms. In order to reduce the waste and to counteract the economic efforts involved in the elimination processes, the potential use of these algae for biodiesel production has been also studied.
The overall results also clarify different relevant aspects of freshwater ecosystem eutrophi-cation, open new research lines that will integrate much of the information shown here, and continue to contribute to the necessary knowledge to maintain and conserve river ecosystems.
[ 13 ]
Contenido
Capítulo 1: Introduction .................................................................................................... 17
1. Antecedentes .............................................................................................................. 19
2. Marco general: los ecosistemas de agua dulce ............................................................ 25
La biodiversidad ........................................................................................................ 25
La gestión de los ecosistemas de agua dulce ............................................................. 28
3. La eutrofización .......................................................................................................... 30
4. Justificación de la investigación desarrollada .............................................................. 35
Justificación científica ............................................................................................... 35
Justificación técnica y económica ............................................................................. 35
Justificación social .................................................................................................... 36
5. Objetivos de la Tesis ................................................................................................... 36
Objetivo general ........................................................................................................ 36
Objetivos específicos ................................................................................................. 37
6. Un caso de estudio en el río Umia (Galicia). .............................................................. 38
Área de estudio ......................................................................................................... 38
Desarrollo objetivo 1. Influencia de las condiciones ambientales en la eutrofización. 41
Desarrollo objetivo 2. Crecimiento de cianobacterias y producción de toxinas. ........ 43
Desarrollo objetivo 3. Eliminación y aprovechamiento de las algas. .......................... 43
Desarrollo del Objetivo 4. Calidad del hábitat fluvial................................................ 44
Desarrollo objetivo 5. Calidad del bosque de ribera y su restauración. ..................... 45
Capítulo 2: Evolución de la eutrofización en función de las condiciones ambientales: un caso de Estudio en un embalse. ................................................................. 49
Resumen ........................................................................................................................ 51
Abstract ......................................................................................................................... 52
Introduction ................................................................................................................... 52
Material and Methods .................................................................................................... 53
Results and Conclusions ................................................................................................ 54
References ...................................................................................................................... 57
[ 14 ]
Capítulo 3: Eliminación de las algas verdes de un embalse eutrofizado mediante la electrofloculación y su posterior utilización para la producción de biodiesel. .. 61
Resumen ....................................................................................................................... 63
Abstract .......................................................................................................................... 64
Introduction ................................................................................................................... 64
Methods ......................................................................................................................... 65
Results and discussion ................................................................................................... 67
Conclusions ................................................................................................................... 70
References ...................................................................................................................... 70
Capítulo 4: Evaluación de la calidad del hábitat fluvial como indicador de su estado de conservación. Un caso de estudio en el noroeste de españa. ........................... 73
Resumen ........................................................................................................................ 75
Abstract .......................................................................................................................... 76
Introduction ................................................................................................................... 76
Material and Methods .................................................................................................... 77
Results ........................................................................................................................... 78
Discussion ...................................................................................................................... 82
Conclusions ................................................................................................................... 82
References ...................................................................................................................... 83
Capítulo 5: Caracterización de la calidad del bosque de ribera del río umia para una propuesta de restauración. ............................................ 85
Resumen ........................................................................................................................ 87
Abstract .......................................................................................................................... 88
Introduction ................................................................................................................... 88
Material and Methods .................................................................................................... 89
Results ........................................................................................................................... 91
Discussion ...................................................................................................................... 92
Conclusions ................................................................................................................... 93
References ...................................................................................................................... 93
Capítulo 6: Discusión general ............................................................................................ 95
[ 15 ]
Capítulo 7: Conclusiones generales ................................................................................... 107
Chapter 7: General conclusions ......................................................................................... 108
Capítulo 8: Condicionantes en la investigación ................................................................. 111
Capítulo 9: Líneas futuras de investigación ....................................................................... 115
Referencias bibliográficas ............................................................................................... 119
Anexo I: Competición en el crecimiento de algas verdes: correlación entre el crecimiento de cianobacterias de agua dulce y la producción de microcistina. ......................... 133
Resumen .......................................................................................................... 135
Abstract ............................................................................................................ 138
Introduction ..................................................................................................... 139
Material and Methods ...................................................................................... 140
Results ............................................................................................................. 142
Discussion ........................................................................................................ 143
Conclusions ..................................................................................................... 146
References ....................................................................................................... 146
Anexo II: Resumen de la tesis en lengua castellana. ........................................................ 163
Anexo III: Descripción de los factores de impacto y otros criterios de calidad de las publicaciones .......................................................... 175
ILUSTRACIONES
Ilustración 1. Niveles jerárquicos de la biodiversidad en los ecosistemas acuáticos .......... 26
Ilustración 2. Distribución del estrés en los valores relativos de los ecosistemas de agua dulce a nivel mundial. ..................................................................................... 27
Ilustración 3. División por zonas longitudinales de los factores ambientales que controlan la condición trófica de los sistemas artificiales (pantanos y embalses) ................. 32
Ilustración 4. Interrelaciones de los factores que afectan al embalse de A Baxe ............... 34
Ilustración 5. Mapa de situación de la cuenca hidrográfica del río Umia (aguas arriba del embalse de A Baxe y aguas abajo) .......................................... 39
Ilustración 6. Mapa de situación del área de estudio (cuenca hidrográfica del río Umia aguas arriba del embalse de A Baxe). ................................................................ 40
Ilustración 7. Ortofoto del embalse de A Baxe, con la ubicación de las estaciones de muestreo. .................................................................................................... 42
Ilustración 8. Resumen de los principales factores que afectan al río Umia y que causan la eutrofización, así como las soluciones aportadas, detallando los capítulos en los que son desarrollados.. ........................................................................... 48
TABLAS
Tabla 1. Principales afecciones que afectan a la cuenca del río Umia y estudios llevados a cabo ............................................................................................................... 20
Tabla 2. Hitos principales de la DMA que se suman a un ambicioso calendario general 29
Tabla 3. Valores límite de la Organización para el Cooperación Económica y Desarrollo (OCDE) para un sistema trófico ..................................................................... 31
CAPÍTULO 1Introducción
[ 19 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
1. Antecedentes El río Umia se ha calificado en numerosas ocasiones, y en diferentes trabajos, proyectos e investigaciones, como uno de los ecosistemas fluviales más alterados de Galicia, con independencia del objeto del estudio (comunidad biológica, análisis de cuenca, incendios forestales, accidentes ambientales, etc.), señalando muchos de ellos la ausencia de estra-tegias o sistemas de recuperación y/o conservación del mismo.
Este sistema se ha visto afectado durante los últimos cuarenta años con la construcción de presas y centrales hidroeléctricas, con la reducción del caudal ecológico, con la instalación de industrias en sus riberas que han originado vertidos e incluso accidentes ambientales (Brenntag en 2006), así como con la eliminación de los bosques en la cuenca, la erosión del suelo, etc., influyendo considerablemente en dicho ecosistema.
Desde el año 2006 el Grupo de Investigación AF4 ha venido desarrollando distintos tra-bajos de índole técnica en el análisis de la problemática que afecta al río y los trabajos de corrección. En este tiempo, se han identificado algunos desafíos que han llevado a la necesidad de investigar en la búsqueda de nuevo conocimiento. Dicha labor, de la que ha sido responsable la doctoranda, ha rendido sus frutos en la presente Tesis.
Con objeto de resumir los antecedentes que preceden a las investigaciones llevadas a cabo en el presente trabajo de Tesis, y poder justificar de este modo cada uno de los trabajos que en este documento serán expuestos, se resumen los principales factores (Tabla 1), que afectan negativamente al estado ecológico del ecosistema fluvial y de todos los que se encuentran interrelacionados con el mismo. Estos han sido abordados con la premisa ge-neral de una gestión integral de la cuenca del río Umia. Dicha síntesis de trabajos, análisis e investigaciones, que la doctoranda ha realizado a lo largo de su trayectoria académica en la cuenca de dicho río, se resumen a continuación.
Capítulo 1. Introducción [ 20 ]Ta
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[ 21 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe A
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[ 23 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe A
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Capítulo 1. Introducción [ 24 ]A
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[ 25 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Por otro lado, la investigación desarrollada en el presente trabajo se ha estructurado de acuerdo a la normativa de la Universidad de Vigo (Reglamento de Estudios de Doctorado de la Universidad de Vigo aprobado en el Consejo de Gobierno del 20/07/2012), teniendo especial atención a los Artículos 40 (Mención internacional del título de Doctor) y 41 (Tesis por compendio de artículos de investigación) que afectan a la presente Tesis. A continuación se hace una introducción de la problemática abordada en este documento, con el objetivo de explicar y justificar cada uno de los artículos científicos que dan forma a este trabajo, así como la relación entre ellos. Dichos artículos son el resultado de los trabajos, análisis, estudios e investigaciones realizadas en el desarrollo de este documento de doctorado.
2. Marco general: los ecosistemas de agua dulceLa biodiversidadLa diversidad de los ecosistemas de agua dulce incluye las aguas superficiales (lóticas y lénticas), aguas subterráneas, sistemas ribereños (riberas y llanuras de inundación), y los ecotonos existentes entre ellos, como componentes interactuantes que contribuyen a la biodiversidad total (Ward y Tockner, 2001). Por otro lado, los gradientes de salinidad, temperatura, gases y nutrientes disueltos, la disponibilidad de luz, junto con los procesos biogeográficos, han contribuido a la diversidad de las comunidades biológicas y de las especies en los ecosistemas acuáticos (Geist, 2011).
A pesar de la limitada superficie ocupada por los ecosistemas de agua dulce, sin alcanzar el 1% de la superficie total de la Tierra (Dobson y Frid, 1998; Dudgeon et al., 2006; Euro-pean Commission, 2012.a), estos se encuentran entre los más diversos y ricos de la misma (Arthington et al., 2004), soportando aproximadamente el 10% de las especies descritas en todo el mundo (Hawksworth y kaling-Arroyo, 1995; Dudgeon et al., 2006; Balian et al., 2008). Las estimaciones realizadas hasta la actualidad se refieren principalmente a nivel de macro-biología, siendo probable que la riqueza de especies tanto de hongos como de microorganismos no se haya tenido en cuenta como se debiera (Johns y Maggs, 1997; Gessner y van Ryckegem, 2003), ya que son especies que contribuyen en gran medida a la biodiversidad funcional (Ilustración 1) de los ecosistemas de agua dulce (Geist, 2011).
Capítulo 1. Introducción [ 26 ]
Ilustración 1. Niveles jerárquicos de la biodiversidad en los ecosistemas acuáticos.
(Fuente: Geist, 2011)
Sin embargo, estos ecosistemas también albergan los hábitats más amenazados y afec-tados (Dudgeon et al., 2006), con las mayores pérdidas de biodiversidad frente a otros ecosistemas marinos o terrestres (Ricciardi y Rasmussesn, 1999; Millenium Ecosystem Assessment, 2005; WWF, 2012), por lo que se constata, de este modo, como un ecosis-tema altamente vulnerable (Ricciardi y Rasmussen, 1999; Jenkins, 2003). Investigaciones
[ 27 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
recientes realizadas por Dodds, et al. (2013) sugieren que las actividades antropogénicas han disminuido el potencial de los servicios ecosistémicos proporcionados por el agua dulce en todo el mundo (Ilustración 2).
Ilustración 2. Distribución del estrés en los valores relativos de los ecosistemas de agua dulce a nivel mundial.
Cada índice se escala a 1. BSI = biodiversity stress index, CSI = commodities stress index, DRI = disturbance regulation index, GRI = greenhouse gas release index, WQI = water quality stress index, WSI = water availability stress index, and HFI = the overall index of global human freshwater impact. (Source: Dodds, et al., 2013).
El desarrollo de las civilizaciones humanas ha sido, y todavía sigue siendo, claramente dependiente del uso de los recursos naturales, y especialmente del agua. Ella es esencial para la vida humana, la naturaleza y la economía. Además, se renueva permanentemente, pero no puede obtenerse a partir de otros recursos o ser sustituida (European Commis-sion, 2012.a). Estos recursos fluviales son considerados como una de las más importantes
Capítulo 1. Introducción [ 28 ]
fuentes de servicios no solo a nivel ecosistémico, sino también por su importancia como fuente de agua potable, de regadío de las producciones agrícolas, de recursos piscícolas, etc. (Strayer y Dudgeon, 2010).
Una consecuencia de la importancia del agua como recurso indispensable, es el hecho de que los asentamientos humanos se ubicaron históricamente cerca de ellos, concretamente en las riberas y zonas de inundación de los ríos. Por lo tanto, la citada dependencia del ser humano ha generado grandes presiones sobre los hábitats acuáticos, llegando a elevarse como una de las principales causas de la situación actual de amenaza a niveles de degra-dación ambiental (Malmqvist y Rundle, 2002; Esselman, 2009), ya que factores relacio-nados con las altas tasas de crecimiento de la población, se relacionan con la degradación global (Dodds, et al., 2013).
La gestión de los ecosistemas de agua dulceDurante las últimas décadas se ha constatado una evolución en el concepto de “conserva-ción de la naturaleza”. Inicialmente imperaba la necesidad de disponer libremente de los beneficios que aportan los recursos naturales (electricidad, agua para el consumo humano, regadío de cultivos, etc.), todo ello sin una previa organización, gestión y/o previsión a lar-go plazo. Muchas sociedades alcanzaron un elevado nivel de desarrollo y de explotación de dichos recursos, con la consecuente amenaza de su viabilidad y supervivencia sostenible.
Una mayor sensibilización de la población hacia los problemas ambientales, así como la consecuente demanda social cada vez más exigente respecto a objetivos de mejora de la calidad de vida, propiciaron el reconocimiento de que los recursos naturales son impres-cindibles por los múltiples beneficios sociales, culturales y científicos que nos reportan. Esta concienciación nos ha derivado actualmente hacia un uso racional de los mismos, lo que resulta especialmente patente cuando se establecen los programas ambientales de las administraciones competentes de muy diferentes países.
En cuanto a los ecosistemas de agua dulce, la política sectorial de la Unión Europea (UE) ha permitido proteger dichos recursos hídricos de la presión que supone el conti-nuo crecimiento de su demanda y de los impactos negativos que sufren. Un referente en este sentido es la Directiva Marco del Agua (DMA), una iniciativa ciertamente ambicio-sa de la política medioambiental de la UE, cuyo objetivo general es lograr un “buen es-tado del agua” en las masas de agua europeas para el año 2015 (European Commission, 2000). La DMA ofrece un único sistema integrado, que incorpora una amplia variedad de requisitos para la gestión del estado del agua. Además de la protección específica de ciertos hábitats, del agua potable, de las aguas de baño, también exige que, prácticamen-te todas las aguas tengan un “buen estado ecológico” y un “buen estado químico” en el presente año (2015).
[ 29 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Sus principales objetivos se pueden resumir en:
(1) alcanzar una buena calidad del agua, manteniendo sus funciones ambientales y el uso sostenible de la misma;
(2) establecer la “unidad cuenca” (sea o no transfronteriza) como unidad básica de gestión;
(3) incluir las aguas de transición y costeras;
(4) exigir una mayor transparencia en los datos hidrológicos y ambientales, mediante pro-cedimientos normalizados;
(5) introducir el principio de recuperación íntegra de costes con una mayor participación pública.
Con todo ello, la DMA ha modificado los objetivos de gestión y control de la contamina-ción, con objeto de asegurar la integridad del ecosistema (Borja et al., 2008). Además, ha reordenado el proceso de toma de decisiones en la gestión del agua en Europa (Hüesker y Moss, 2015), principalmente mediante el fortalecimiento del papel de la propia Comisión Europea, ahora equipada con poderes específicos para vigilar el cumplimiento de los obje-tivos medioambientales definidos de acuerdo a unos plazos preestablecidos (Tabla 2), así como para sancionar la no aplicación y el no cumplimiento de los mismos.
Tabla 2. Hitos principales de la DMA que se suman a un ambicioso calendario general.
Año Objetivo Referencia
2000 Entrada en vigor de la Directiva Art. 25
2003Transposición a la legislación nacionalIdentificación de las demarcaciones hidrográficas y autoridades
Art. 23Art. 3
2004 Caracterización de las cuencas hidrográficas: presiones, impactos y análisis económico Art. 5
2006Establecimiento de la red de monitoreoIniciar consulta pública
Art. 8Art. 14
2008 Presentar un proyecto de plan hidrológico de cuenca Art. 13
2009 Finalizar plan hidrológico de cuenca incluyendo el programa de medidas Art. 13 & 11
2010 Introducir políticas de fijación de tasas Art. 9
2012 Realizar programas operativos de las medidas Art. 11
Capítulo 1. Introducción [ 30 ]
Año Objetivo Referencia
2015Cumplir los objetivos ambientalesPrimer ciclo de gestión finalizadoSegundo plan hidrológico y primer plan de gestión de riesgos de inundación
Art. 4
2021 Segundo ciclo de gestión finalizado Art. 4 & 13
2027 Tercer ciclo de gestión finalizado, fecha límite para el cumplimiento de objetivos Art. 4 & 13
(Fuente: European Commission, 2000)
La DMA se ha convertido en un referente para nuevos modos de gobernanza ambiental, como es el caso de Kaika (2003), Moss (2004), Kastens y Newig (2007) y Woods (2008) entre otros muchos. De hecho, con la llegada de la DMA se redactaron y aprobaron nuevos planes hidrológicos en todas las demarcaciones hidrográficas de España. A escala autonómi-ca, el Parlamento de Galicia aprobó la Ley 9/2010, de 4 de noviembre, de Aguas de Galicia (Xunta de Galicia, 2010), focalizándola hacia un mejor cumplimiento de la DMA. Concre-tamente, en ella se ordenan las competencias de la Comunidad Autónoma de Galicia, así como también de los entes locales gallegos en materia de agua y obras hidráulicas (Árt.1.a), y regula las bases del ejercicio de la planificación hidrológica en dicha Comunidad (Árt.1.d). Mediante esta normativa se establece un nuevo marco jurídico que garantizará el agua en su calidad y cantidad adecuada a la ciudadanía, atendiendo siempre a un uso racional y soste-nible (Augas de Galicia, 2012). Posteriormente, Augas de Galicia elaboró el nuevo Plan Hi-drológico de Galicia-Costa, aprobado por el Real Decreto 1332/2012 de 14 de septiembre, con el objetivo de dar cumplimiento a dicha Directiva, y que actualmente se encuentra en vigor. Contiene un programa de medidas pre-establecido, donde se ha tenido en cuenta la aportación de las distintas Administraciones implicadas, incorporando un presupuesto que supera los 1.300 millones de euros (Augas de Galicia, 2012).
3. La eutrofizaciónLa eutrofización natural es un proceso que tiene lugar a lo largo de cientos de miles de años en ecosistemas acuáticos. Consiste en el aporte de materiales procedentes del sue-lo y otros transportados por las aguas que afluyen a dicho medio (Ryding y Rast, 1992; Paerl et al., 2011; Khan et al., 2014), originando la proliferación de algas, especialmente en aguas lentas o estancadas. Los factores naturales relacionados con la cuenca de dre-naje y que influyen en el proceso de eutrofización de los ecosistemas en cuestión son, entre otros:
[ 31 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
›› el clima (dependiente de la latitud y longitud), influyendo en la temperatura del agua,
›› la velocidad y dirección del viento,
›› las precipitaciones,
›› la radiación solar,
›› la estructura térmica de una masa de agua, etc.
Todos ellos contribuyen y controlan la producción de fitoplancton (Ryding y Rast, 1992).Este proceso natural se ve fuertemente acelerado cuando la cuenca de drenaje está in-fluenciada por la actividad humana (Khan et al., 2014), convirtiéndose en una de las consecuencias ambientales del proceso de contaminación de las aguas de ríos, lagos, em-balses, costas, pantanos, etc., (ILEC, 1994), que se generan a través de la deforestación, los vertidos, y el desarrollo de diferentes actividades, que influyen directamente en estos ecosistemas (Gill et al., 2011).
Concretamente, es un fenómeno que se origina debido al aporte en exceso de nutrientes en dichos medios naturales (Paerl et al., 2011; Khan et al., 2014), rompiendo el equilibrio de los mismos (Tabla 3). Cuando se refiere a sistemas creados de forma artificial (pan-tanos, embalses), se debe considerar que estos tienen cuencas de drenaje mucho mayo-res que los sistemas naturales (lagos). Consecuentemente, los primeros suelen presentar mayores aportes de aguas de uso urbano y con un importante contenido en nutrientes (Ryding y Rast, 1992).
Centrándonos en los ecosistemas fluviales objeto del presente estudio, los embalses sue-len contener un cauce principal en la parte superior del mismo, que supone la mayor parte de la aportación anual de agua, sedimentos y nutrientes que llegan a la propia presa. Es por ello que existe un gradiente espacial (Ilustración 3) en los patrones de concentración de sedimentos y nutrientes a lo largo del sistema (Chen et al., 2012; Hayakawa et al., 2015), influyendo sobre la productividad biológica y la calidad del agua (Dixit et al., 1999) y que dependerá, además, de la morfología del sistema que se analice.
Tabla 3: Valores límite para un sistema trófico según la Organización para la Cooperación y el De-sarrollo Económicos (OCDE)
Categoría trófica Fósforo Total Clorofila-a Clorofila-a máx Secchi Mín Secchi
Ultraologotrófico < 4,0 < 1,0 < 2,5 > 12,0 > 6,0
Oligotrófico < 10,0 < 2,5 < 8,0 > 6,0 > 3.0
Mesotrófico 10-35 2,5-8 8-25 6-3 3-15
Eutrófico 35-100 8-25 25-75 3-1,5 1,5-0,7
Capítulo 1. Introducción [ 32 ]
Categoría trófica Fósforo Total Clorofila-a Clorofila-a máx Secchi Mín Secchi
Hipertrófico > 100 > 25 > 75 < 1,5 < 0,7
Fósforo Total = media anual de la concentración de fósforo total (µg/l); Clorofila-a y Clorofila-a máx = media y pico anual de la concentración de clorofila a en aguas superficiales y respectivamente; Secchi y Mín Secchi = media y mínima anual de transparencia de la profundidad de Secchi (m). Fuente: Ryding y Rast (1992).
Ilustración 3: División por zonas longitudinales de los factores ambientales que controlan la con-dición trófica de los sistemas artificiales (pantanos y embalses). Fuente: modificado de Kimmel y Groeger (1984) y adaptado a la realidad del embalse de A Baxe.
[ 33 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
En definitiva, el proceso de eutrofización es una consecuencia de la contaminación del agua, causada por las actividades antropogénicas, que aumentan los aportes de nutrientes (Paerl et al., 2001 y Huisman et al., 2006), especialmente fósforo y nitrógeno, que su-ponen los nutrientes clave de este proceso (Likens, 1972; Schindler, 1977; Paerl, 2008; Gill et al., 2011). Concretamente el fósforo tiene un papel importante en el control de la producción primaria en agua dulce (Likens, 1972), conlleva el aumento de las plantas acuáticas y el crecimiento de las algas. Por otro lado, el control de fósforo es más factible que el del nitrógeno, porque, a diferencia de este, no hay una fuente atmosférica de fós-foro que sea bio-disponible. Como consecuencia de ello, se han aplicado restricciones en la entrada de fósforo en los ecosistemas acuáticos desde 1960, desacelerando las tasas de eutrofización y reduciendo las floraciones de algas (Schindler, 1977).
Sin embargo, la dinámica de la carga de nutrientes en las cuencas hidrográficas ha cam-biado considerablemente desde entonces, el rápido aumento de la actividad humana ha acelerado el proceso de eutrofización, alterando los ciclos geoquímicos del carbono, nitró-geno y fósforo. En efecto, además de los orígenes naturales, los nutrientes pueden entrar en los ecosistemas acuáticos a través de fuentes puntuales y no puntuales que resultan de origen antropogénico (Ilustración 4), en su mayoría suelen ser focos de contaminación difusa como:
›› los vertidos de aguas residuales urbanas e industriales
›› la escorrentía de fertilizantes, abonos y pesticidas aplicados en terrenos agrícolas
›› uso del suelo
Estas constituyen, generalmente, las de mayor relevancia e impacto, ya que son de mayor envergadura y resultan de difícil situación y control (Vitousek et al., 1997; Howarth et al., 2000, Galloway y Cowling, 2002; Howarth y Paerl, 2008).
En cuanto a la contaminación provocada por la escorrentía de fertilizantes y abonos apli-cados en las tierras agrícolas, los últimos estudios de la “Directorate-General for the En-vironment” (DG Envi, European Commission) encuentran que en más del 90% de los planes hidrológicos de cuenca, realizados por los Estados Miembros, se señala a la agricul-tura como la responsable de ejercer una presión significativa sobre el agua, principalmente debido a la intensificación de los procesos agropecuarios y a la contaminación proveniente del uso de fertilizantes y pesticidas.
Capítulo 1. Introducción [ 34 ]
Il ustración 4: Interrelaciones de los factores que afectan al embalse de A Baxe.
Fuente: Rawson (1939), modifi cado por Stewart y Rohlich (1967); Ryding y Rast (1992), y modifi cado según las características del embalse objeto de estudio.
Según la Agencia Europea de Medio Ambiente, la principal fuente de nitrógeno es la escorrentía procedente de las tierras agrícolas, mientras que la mayor contaminación de fósforo proviene de los vertidos de hogares e industrias. Además, con el rápido aumento de la producción industrial y del consumo de bienes y servicios en los núcleos poblacionales que se produjo durante el siglo XX, se han originado mayores volúmenes de aguas residua-les ricas en nutrientes. A partir de 1980 las concentraciones de nitratos se han mantenido constantes, como norma general, en los principales ríos de la Unión Europea, mientras que las concentraciones de fósforo aparentan una disminución, lo que puede deberse, principalmente, a la mejora del tratamiento de las aguas residuales.
Actualmente se está trabajando en el cumplimiento y correcta implementación de norma-tiva específi ca para la reducción de la carga de nitrógeno y fosforo en el medio ambiente. Algunos ejemplos específi cos son, además de la DMA, la Directiva 91/676/CEE, cuyo objetivo es proteger la calidad del agua en toda Europa de la contaminación de sus aguas subterráneas y superfi ciales, mediante la prevención de los aportes de nitratos proceden-tes de las actividades agrarias y promocionando las buenas prácticas agrícolas; y la Direc-tiva 91/271/CEE, que establece una estrategia para luchar contra la contaminación del agua, incluyendo la adopción de medidas específi cas contra la polución por contaminan-tes o grupos de los mismos que representen un riesgo signifi cativo para el medio acuático.
[ 35 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
4. Justificación de la investigación desarrolladaJustificación científicaComo se ha señalado en apartados anteriores, ciertamente existen numerosos vacíos de conocimiento en lo referente al proceso de eutrofización, y especialmente a las posibles medidas correctoras que puedan llevarse a cabo una vez aparecen los “blooms” de algas, sin que dichas medidas afecten a la propia calidad del agua ni al ecosistema en general. La profundización en la resolución de estas cuestiones proporcionará una información muy valiosa, que ayudará a comprender el funcionamiento y la estructura del sistema es-tudiado, así como a desarrollar la forma de abordar la conservación de la biodiversidad que en él se alberga. Además, si tenemos en cuenta el gran número y la diversidad de fuentes de contaminación que aportan nutrientes a estos ecosistemas, resulta imprescindible co-nocer el comportamiento de los ecosistemas acuáticos desde la perspectiva integral de la cuenca hidrográfica, tal y como establece la Directiva Marco del Agua.
Justificación técnica y económicaDada la importancia que los ecosistemas fluviales suponen para el mantenimiento de la biodiversidad, así como la fuente de recursos naturales esenciales que aportan, se estima que el conocimiento generado en este trabajo podría integrarse eficazmente en los planes de gestión de dichos recursos. Así mismo, mediante el establecimiento de medidas preventivas concretas, se evitarían y/o reducirían los aportes de nutrientes que llegan a los embalses, ríos, lagos, costas, etc. Además, el diseño de posibles actuaciones correctoras, darían soluciones al problema ambiental que se manifiesta, una vez tenga lugar la proliferación de cianobacterias. Todo ello, no se ha restringido al área de estudio concerniente en esta Tesis, sino que se estima de futura aplicabilidad en cuencas con problemáticas semejantes, lo que resultaría positivo para el mejor aprovechamiento de los esfuerzos invertidos, así como con la eventual continuación y optimización de las experiencias aquí desarrolladas.
Siendo conscientes de los elevados costes económicos que supone la gestión integral de una cuenca hidrográfica, como la que en este estudio se propone, se estima fundamental tener en consideración los costes ambientales que genera la eutrofización durante el pro-ceso de la toma de decisiones. Dichos costes son consecuencia del deterioro de la calidad físico-química y biológica del agua, afectando a todos los hábitats que se encuentran liga-dos a ella, y con la correspondiente pérdida de biodiversidad. Además, y especialmente en el caso que nos ocupa, supone un riesgo directo para la salud humana cuando se alcanzan niveles de toxinas peligrosos para la población, en el momento en que aparecen fenóme-nos intensos de proliferación de cianobacterias. En estas circunstancias, se procede a la restricción del consumo de agua, con la consiguiente necesidad del suministro mediante
Capítulo 1. Introducción [ 36 ]
camiones-cisterna que, en el caso del embalse que nos ocupa, deben abastecer a los más de cien mil habitantes usuarios del recurso que el río les aporta.
En definitiva, se espera una aplicabilidad de los resultados obtenidos en esta investigación de forma sostenible, con el objetivo de una mejor gestión y planificación de los recursos naturales, concretamente los hídricos, para la conservación y mantenimiento de los eco-sistemas fluviales.
Justificación socialLa demanda del agua como recurso natural básico ha aumentado considerablemente en las últimas décadas, para su utilización en el abastecimiento de agua potable, en la indus-tria, los servicios, la irrigación, la acuicultura, la generación de energías renovables, etc. La escasez de los recursos hídricos y el mantenimiento de los mismos en buenas condiciones supone en la actualidad una política ambiental estratégica. El proceso de eutrofización que tiene lugar en el embalse objeto de estudio, afecta negativamente a la calidad físico-química de sus aguas. Además, este fenómeno desencadena en proliferaciones de algas verdes, entre ellas se encuentra la Microcystis aeruginosa, la cianobacteria tóxica más co-mún en las aguas dulces eutrofizadas (Oberholster et al., 2004), que aparece en grandes concentraciones, normalmente durante los veranos, bajo determinadas condiciones me-teorológicas y de régimen de caudales (que se verá a lo largo de esta investigación).
Por todo ello, se estima necesario profundizar en el conocimiento de este problema am-biental, así como avanzar en la búsqueda de soluciones que eviten distorsiones en la calidad del agua y en su uso en diferentes aplicaciones. En el caso que nos ocupa en esta Tesis, la eutrofización y la proliferación de la cianobacteria ha dejado en ocasiones sin abastecimiento de agua potable a los habitantes de la comarca del Salnés, como se ha mencionado, obligando al empleo de cisternas de agua en determinados periodos de tiempo, con el ya mencionado coste económico, además de la alarma social generada por un fenómeno desconocido para la sociedad en general.
5. Objetivos de la TesisObjetivo generalEl trabajo desarrollado en esta Tesis consiste en el análisis de la eutrofización que afecta al embalse de A Baxe (Caldas de Reis, Pontevedra), concretamente el estudio y evalua-ción de los factores que afectan a dicho proceso (objetivo específico 1), así como el co-nocimiento de cómo tiene lugar y qué consecuencias provoca para el ecosistema fluvial (objetivo específico 2). En definitiva, se desarrolla una evaluación integral de la cuenca
[ 37 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
hidrográfica del río Umia, centrándonos en los ecosistemas fluviales y riparios. Todo ello, con la finalidad de analizar la viabilidad y la eficacia de la aplicación conjunta de técnicas y medidas de prevención (objetivos 4 y 5) y medidas correctoras (objetivo específico 3), entre las que se encuentran la restauración del hábitat fluvial en el primer caso, y la elimi-nación de las algas verdes para la atenuación de los “blooms” en el segundo.
Objetivos específicosObjetivo 1
El estudio del origen y la evolución de la eutrofización en función de las condiciones meteorológicas, específicamente de la temperatura del aire, de la radiación solar y de las precipitaciones, así como el análisis de la calidad del agua del embalse, correlacionándola con la concentración de la cianobacteria (Microcystis aeruginosa).
Objetivo 2
El análisis del crecimiento de las algas verdes en diferentes condiciones, recreando a escala laboratorio su desarrollo. Es decir, la reproducción de los episodios de floraciones, tal y como tienen lugar en el propio embalse. Además, la evaluación de la competencia en el crecimiento de las diferentes algas verdes-azuladas que se desarrollan en el área de estudio y la producción de toxina (microcistina-LR) a lo largo del tiempo.
Objetivo 3
Analizar las potenciales alternativas de eliminación de las algas verde-azuladas, sin afectar al ecosistema fluvial y a las especies que lo habitan. Con la premisa anterior, se elegirá y testará el mejor método para recoger las algas del embalse, cuando tenga lugar el “bloom” de las mismas y se diseñará el proceso específico más eficaz.
Paralelamente, se abordará el análisis de la posible obtención de biodiesel a partir de las algas recogidas, con objeto de reutilizar dicho residuo, y optimizar el proceso.
Objetivo 4
La evaluación de la calidad del hábitat fluvial como indicador de su estado de conserva-ción, mediante la aplicación de tres índices diferentes: dos que evalúan la calidad riparia y otro que evalúa la heterogeneidad del hábitat.
Consecuencia de lo anterior, la elección del índice más adecuado para su aplicación en proyectos de restauración aplicables a diferentes ríos.
Capítulo 1. Introducción [ 38 ]
Objetivo 5
La evaluación, aplicación y adaptación del índice QBR (índice de calidad del bosque de ribe-ra) al río Umia, como herramienta en la gestión de estas formaciones boscosas riparias, con-cretamente para el diseño de medidas de conservación y restauración de las zonas ribereñas.
Derivado de lo anterior, la zonificación del área riparia en función de su estado de conser-vación.
6. Un caso de estudio en el río Umia (Galicia)
Área de estudioEl área de estudio de la presente investigación es la cuenca hidrográfica del río Umia aguas arriba del embalse de A Baxe (Ilustración 5). Se ha limitado a la zona alta, ya que la eutro-fización se manifiesta y concentra en dicha área. Los problemas ambientales que tienen su origen en la zona alta del río, influyen directamente en las condiciones del área de estudio, y por lo tanto, todas las actuaciones correctoras que se realicen en esta zona beneficiarán la calidad del río aguas abajo del mismo.
El embalse de A Baxe fue construido en el año 2000 para el abastecimiento de la Comarca del Salnés, así como para la prevención contra las reiteradas avenidas en Caldas de Reis. Subsidiariamente, la presa comprendía el aprovechamiento hidroeléctrico, que se empezó a explotar un año después.
Dicho embalse ha sufrido en los últimos diez años episodios de blooms de algas, tiñendo de un intenso tono verdoso el agua del mismo. Este impacto, inicialmente visual, alarmó a la sociedad en general, y de forma especial a los vecinos de la zona, que desconocían el origen y consecuencias de este fenómeno. Posteriormente, y dado el potencial impacto que esta circunstancia podría tener sobre la salud de los habi-tantes usuarios de este recurso, que abastece a 111.763 habitantes (INE 2010), la administración competente, Augas de Galicia, organizó un equipo de trabajo con la misión de estudiar las causas y origen del fenómeno de eutrofización. De dicho estu-dio (Augas de Galicia, 2011), origen en parte de la presente investigación, se extraen como principales fuentes del proceso de eutrofización: (1) los aportes de nutrientes al ecosistema fluvial originados por las actividades agro-ganaderas, los vertidos, así como diferentes focos de contaminación difusa, (2) el insuficiente saneamiento de los núcleos rurales pertenecientes a la cuenca y (3) la eliminación del bosque de ribera. A ello habría que añadir el deficitario estado de conservación de los ecosistemas y masas forestales de toda la cuenca hidrográfica.
[ 39 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Ilustración 5: Mapa de situación de la cuenca hidrográfica del río Umia (aguas arriba del embalse de A Baxe y aguas abajo).
Fuente: elaboración propia.
Teniendo en cuenta las causas que originan la eutrofización en el embalse de A Baxe, se consideró importante ampliar el área de estudio, no solo al ámbito del mismo, donde la eutrofización y proliferación de algas verdes tienen lugar, sino que se estimó necesario abarcar su cauce principal, el río Umia y su principal afluente, el río Gallo, dado que gran parte de los aportes de nutrientes que llegan, y se acumulan en dicho embalse, provienen principalmente del área geográfica de influencia de ambos cauces, es decir, de las cuencas hidrográficas de los mismos.
Además, con el establecimiento de la DMA de la Unión Europea, se puso en marcha un proceso de reconfiguración de la organización escalar de la gestión del agua, dicha direc-tiva requiere que la planificación y gestión de este recurso se realice al nivel de cuenca de un río, junto con la consideración de las jurisdicciones político-administrativas afectadas. Esta reorientación espacial en la planificación de la gestión del agua a lo largo de los sis-temas ecológicos, en lugar de circunscribirla a las fronteras políticas, se impulsa con el
Capítulo 1. Introducción [ 40 ]
fin de mejorar la eficacia de la aplicación de políticas de gestión (Newig y Fritsch, 2009), además de estimarse la mejor escala de estudio (Cortes et al., 2013). Por lo tanto, este es uno de los objetivos finales del presente estudio, dadas las causas expuestas que principal-mente originan la eutrofización de este embalse.
Consecuentemente, se establece que el río principal de este estudio es el río Umia y la cuenca hidrográfica del mismo aguas arriba del embalse de A Baxe (Ilustración 6). Esta comprende los términos municipales de Caldas de Reis, Moraña, Cuntis, A Estrada y Forcarei, municipios por los que pasan los tramos de estudio del río Umia y su principal afluente, el río Gallo. En consecuencia, el tramo del río Umia se encuentra comprendido entre el embalse de A Baxe, en Caldas de Reis y el nacimiento del mismo en el municipio de Forcarei, entre las parroquias de Muras y Pereira.
Ilustración 6: Mapa de situación del área de estudio (cuenca hidrográfica del río Umia aguas arriba del embalse de A Baxe).
Fuente: elaboración propia.
[ 41 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Desarrollo objetivo 1. Influencia de las condiciones ambientales en la eutrofización.
Como ya se ha mencionado anteriormente, las acciones humanas han causado fuertes al-teraciones sobre los ecosistemas acuáticos. Concretamente, dichas actividades han tenido profundos impactos en los ciclos biogeoquímicos globales de carbono (C), nitrógeno (N) y fósforo (P) (Vitousek et al., 1997; Abell et al., 2010; Vitousek et al., 2010; Lewis et al., 2011; Paerl et al., 2011; Schlesinger, 2013 y Khan et al., 2014), añadiendo nutrientes al sistema acuático y siendo, la eutrofización, una consecuencia de ello.
El aumento de estos nutrientes incentiva el crecimiento de algas verdes propias de agua dulce, sobre todo cuando las condiciones climáticas son favorables, como la temperatura (Xue et al., 2005) la radiación solar (Liu et al., 2011) y las precipitaciones. Todo ello con-lleva a la proliferación de dichas algas, afectando a las condiciones físico-químicas (Al-varez Cobelas Arauzo, 1994; Lee et al., 2012). Las cianobacterias son uno de los grupos más grandes e importantes que se desarrollan en aguas dulces, y dentro de ellas, la más común en agua dulce eutrófica es la Mycrocystis aeruginosa. Esta última es un alga tóxica que puede causar la intoxicación de animales y representa importantes riesgos para la salud humana (Falconer, 2001 y Oberholster et al., 2004). Los efectos ecológicos que las floraciones de estas cianobaterias pueden ocasionar son:
›› La reducción de la transparencia del agua (Andersson et al., 1978 y Yasmasaki, 1993), limitando el recurso de la luz y pudiendo afectar a algunas especies, especialmente a las poblaciones bentónicas.
›› El aumento del pH (Seitzinger, 1991 y Brussaard et al., 1996), que dependiendo del valor alcanzado pueden aparecer efectos tóxicos sobre las poblaciones de peces.
›› La reducción de CO2 (Huisman et al., 2011), con la consecuente alteración en las
interacciones competitivas del fitoplancton (Koch et al., 2014).
›› La generación de la toxina (Wilhelm et al., 2011; O’Neil et al., 2012 y Hallegraeff, 2014.) que puede causar efectos neurológicos en los organismos acuáticos (Ferrante et al., 2013 y Glivert, 2013), incluyendo a los vertebrados.
›› El aumento de la población de otras algas de agua dulce.
›› La reducción del oxígeno disuelto.
›› El aumento en las concentraciones de amoníaco (Dai et al., 2012).
›› Otros efectos como la restricción en el abastecimiento de agua potable a la población durante las floraciones (Rolland et al., 2013), el aumento del coste en el tratamiento de las aguas, etc.
Capítulo 1. Introducción [ 42 ]
Debido a ello, y con el ánimo de contribuir a un modelo predictivo futuro, se ha consi-derado relevante hacer una aproximación, y conocer la evolución de la eutrofización en función de las condiciones meteorológicas, específicamente en lo que se refiere a la tem-peratura del aire, a la radiación solar y a las precipitaciones.
La predicción del enriquecimiento con nutrientes ajenos a las masas de agua no es una tarea fácil, debido a la complejidad física, química y biológica de los procesos involucrados (Van Griensven et al., 2006). En este sentido, la Directiva Marco del Agua de la Unión Europea insta a los Estados Miembros a monitorizar la calidad del agua, que supone, en muchos casos, una herramienta útil para la gestión de la misma en los embalses. El órgano responsable de esta monitorización, Augas de Galicia, cuenta con una red de mo-nitoreo en A Baxe, a partir de cuyos datos se estudia la relación entre la calidad del agua del mismo y la concentración de la cianobacteria Microcystis spp. Para este fin, se han analizado los datos de calidad del agua del área de estudio en dos estaciones de muestreo diferentes, una próxima al propio dique y la segunda en la cola del embalse (Ilustración 7). Dicho análisis se ha realizado durante el periodo comprendido entre los años 2008 y 2010, con datos de pH, temperatura del aire (ºC), nitrógeno total (mg/L), fósforo total (mg/L), clorofila-a (μg/L) y concentración de Microcystis spp. (cel/mL).
Ilustración 7: Ortofoto del embalse de A Baxe, con la ubicación de las estaciones de muestreo.
Este capítulo ha sido publicado en su totalidad en la revista científica “European Journal of Sus-tainable Development” (Ver capítulo 2) cuyos criterios de calidad se especifican en el Anexo III.
[ 43 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Desarrollo objetivo 2. Crecimiento de cianobacterias y producción de toxinas. Los sistemas eutróficos tienen una alta diversidad de especies, encontrándose diferen-tes tipos de algas verde-azuladas (géneros Scenedesmus, Kirchneriella, Pediastrum, etc.) que crecen y se desarrollan en las mismas condiciones ambientales y que pueden con-ducir a sus floraciones. Como ya se ha dicho anteriormente, la Microcystis aeruginosa es la cianobacteria tóxica dominante en sistemas eutróficos de agua dulce (Oberholster et al., 2004 y Chien et al., 2013). Estudios recientes llevados a cabo por la Xunta de Gali-cia han demostrado este último hecho en alguno de sus embalses, como por ejemplo el “PLAN UMIA “ (Augas de Galicia, 2011), el estudio más reciente sobre la eutrofización en el embalse del río Umia.
Dicho estudio concluyó que la temperatura es un factor que influye considerablemente en el proceso de eutrofización, así como la radiación solar y el exceso de nutrientes. Con obje-to de conocer con mayor exactitud cómo dichos factores afectan a la proliferación de algas verdes, se ha estudiado en detalle su crecimiento. Concretamente, y a partir de muestras de agua tomadas del embalse, se han cultivado las algas presentes en dichas muestras. Se ensayaron las floraciones en el laboratorio y se estudiaron variaciones en la temperatura y la luz para comprender la influencia de estas sobre las algas. Por otro lado, se evaluó la competencia mutua en el crecimiento de las diferentes algas que se encuentran en el embalse. Finalmente se analizó la liberación de toxina, concretamente la microcistina-LR a lo largo del desarrollo de las algas.
Este capítulo ha sido enviado a la revista científica “Journal of Phycology” y se encuentra en pro-ceso de revisión (Ver manuscrito en el anexo I).
Desarrollo objetivo 3. Eliminación y aprovechamiento de las algas.En la actualidad, la eutrofización afecta al 53% de los lagos y embalses de Europa (ILEC, 1994). Esta realidad y las consecuencias que implica, aumenta la preocupación en los gestores del agua y en las autoridades competentes en materia de conservación de la natu-raleza, sobre cómo resolver este fenómeno. Máxime, si se tiene en cuenta que muchas de las floraciones de algas implican la aparición de cianobacterias, cuyos efectos ambientales son todavía más negativos, pudiendo llegar a afectar, como se ha indicado, a la salud hu-mana (Kim et al, 2010;. Xuguang et al., 2011), como es el caso de Microcystis aeruginosa.
En los anteriores puntos se han resumido las investigaciones necesarias para una prevención y control de los blooms atendiendo a las condiciones meteorológicas y a la calidad del agua. En el presente apartado se abordará una posible solución a dicho
Capítulo 1. Introducción [ 44 ]
fenómeno, una vez las floraciones de las algas verdes se han producido. Así, se desa-rrollan potenciales medidas correctoras aplicables en lagos, embalses, pantanos, etc. Se han ensayado diversos métodos dirigidos a eliminar las algas
En el estudio realizado en el capítulo 3 de la Tesis, la electrofloculación (EF) fue el método estudiado para eliminar las algas que están presentes en dicho embalse. Un proceso electroquímico que tiene lugar gracias al campo eléctrico generado por los electrodos, favoreciendo el choque entre coloides que posibilitan su unión y dando lugar a la floculación de los mismos, consecuentemente, con el aumento en el tamaño de los flóculos, éstos sedimentan con facilidad, permitiendo finalmente eliminar las algas del agua.
Concretamente fueron evaluados diferentes factores que pueden influir en la eficacia del proceso: el voltaje aplicado al medio de cultivo, la duración de dichos voltajes y la sepa-ración entre los electrodos. Además se compararon los resultados con la sedimentación natural. Por último, se estudió la viabilidad del uso de las algas recogidas para obtener biodiesel mediante el método de transesterificación directa de biomasa algal húmeda. Concretamente este proceso transforma los ácidos grasos a alquil ésteres (biodiésel) em-pleando directamente biomasa con un cierto contenido en humedad sin tener que extraer previamente el aceite del alga.
Este capítulo ha sido publicado en su totalidad en la revista científica “Bioresource Technology” (Ver capítulo 3) cuyos criterios de calidad se especifican en el Anexo III.
Desarrollo del Objetivo 4. Calidad del hábitat fluvialLos ecosistemas fluviales se encuentran cada vez más afectados por diferentes factores derivados del desarrollo de la actividad humana. En particular, estos ecosistemas han sido alterados por las presas y embalses construidos, por la canalización de algunos de sus tramos, por la reducción de su caudal (consumo humano, riego, etc.), y por el cam-bio del uso del suelo (Adeel et al., 2005; Jetz et al., 2007; Nilsson et al., 2005, Santos et al., 2015; Cortes et al., 2015). Todo esto deriva en alteraciones en la calidad del há-bitat fluvial en general, desde los buenos atributos del agua, hasta la disponibilidad del recurso y nutrientes.
La gestión de los ríos, desde el punto de vista ambiental, inicialmente estaba centrada en la calidad del agua y en la protección de las especies. En la actualidad, hay un nuevo obje-tivo en la política europea del agua, hacia el mantenimiento de la salud de los ecosistemas (Comisión Europea, 2008). La DMA representa un avance importante, en el sentido de
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que reconoce la importancia de lograr una buena calidad ecológica del agua, así como la conservación de los ecosistemas acuáticos y, no menos importante, de las zonas riparias.
Galicia cuenta con más de 10.000 ríos y arroyos con una superficie superior a las 11.400 ha (Membiela et al., 1991) que, junto con las zonas de inundación y las zonas altas, comprenden corredores ecológicos de gran valor económico, social, cultural y ambiental (Bernard y Tuttle, 1998). Dichos corredores son ecosistemas complejos que incluyen una fauna, flora, microclima y una serie de condiciones especiales interrelacionados entre sí, y dependientes entre ellos.
Diferentes investigaciones se han desarrollado en los últimos años para la caracterización de los hábitats fluviales, con el fin de conocer y comprender el estado de estos ecosiste-mas, así como cumplir con las directrices europeas. Reconociendo todas ellas, así como la necesidad de alcanzar el buen estado ecológico de los ecosistemas fluviales, se considera ciertamente importante la transferencia de este conocimiento, y sus potenciales avances, a la gestión y manejo de estos espacios, con objeto de ser incorporados en los proyectos, estudios, valoraciones y otros trabajos que se realicen. Por esta razón, el principal objetivo que se persigue en el presente capítulo es la aplicación de los tres índices (QBR, RQI e IHF), como indicadores del estado de conservación de los ríos. En concreto, se pretende seleccionar el mejor de ellos, o la combinación y/o modificación de los mismos, para ob-tener la mejor herramienta práctica en los proyectos de restauración y conservación del hábitat fluvial. Singularmente, los índices que evalúan la calidad ribereña (QBR y RQI) fueron comparados, así como fue evaluado el índice de heterogeneidad del hábitat (IHF) como un posible indicador complementario.
Este capítulo ha sido publicado en su totalidad en la revista científica “Ecological Indicators” (Ver capítulo 4) cuyos criterios de calidad se especifican en el Anexo III.
Desarrollo objetivo 5. Calidad del bosque de ribera y su restauración.Gran parte de los ríos europeos, y particularmente muchos de los ríos que forman parte de la red hidrográfica de Galicia, presentan graves alteraciones ambientales que se ven reflejadas en su estado de conservación, como ya se ha señalado en los apartados ante-riores. Una de las afecciones más comunes, de considerable repercusión ambiental, son los cambios producidos sobre el bosque de ribera. Dicha formación boscosa constituye una zona de vegetación estructural y florísticamente diferente de cualquier otra (Vannote et al., 1980; Bennett., 1999). Es un elemento importante en los ecosistemas fluviales, proporcionando muchos beneficios ecológicos como ser el hábitat natural, el refugio, el lugar de alimento, etc., de diferentes animales. Además, regula la calidad del agua, filtra
Capítulo 1. Introducción [ 46 ]
los nutrientes que llegan al agua, estabiliza las riberas de ríos y arroyos y regula la tempe-ratura del agua, entre otros muchos beneficios (Bertoldi et al., 2011; Pusey y Arthington, 2003; Stevaux et al., 2013).
Dada la importancia que el bosque de ribera representa para la conservación de la bio-diversidad, y para todo lo que se encuentra relacionado con estos espacios, la DMA ha tenido en elevada consideración la estructura y el estado de la zona ribereña en la determi-nación de los indicadores de calidad, para la clasificación del estado ecológico de los ríos. También la Directiva sobre Evaluación y Gestión de los Riesgos de Inundación (Comisión Europea, 2007) alienta la restauración de ríos como una herramienta para reducir el ries-go de inundaciones. Paralelamente, la UE ha estado trabajando en una nueva Estrategia para la Gestión de los Recursos Hídricos (conocida como Blueprint) con el objetivo de garantizar una buena calidad del agua para cubrir las necesidades humanas, así como las actividades económicas y el medio ambiente (Comisión Europea, 2012.a). En dicha estrategia se destaca que se podría mitigar y reducir la presión de la agricultura y el riesgo de inundación, mediante el desarrollo de franjas de protección, asegurando además, la continuidad biológica entre ríos y sus riberas y fomentando la creación de infraestructu-ras verdes (Comisión Europea, 2012.a). En armonía con ello, parece propio considerar importante, primero, la correcta valoración y evaluación del estado de conservación del bosque de ribera, para posteriormente diseñar las medidas de restauración adecuadas para cada río, tramo y condiciones particulares.
En el caso de los ríos de Pontevedra el bosque de ribera climáx característico ha sido destruido en gran parte, debido principalmente a la constante intervención humana que a lo largo del tiempo ha ido ejerciendo sobre ellos una gran presión agrícola, ganadera y urbanística. Dicha presión antrópica ha restringido las zonas riparias de tal manera que en muchos casos se convierte, más que en un bosque de galería, en una línea única de árbo-les, llegando incluso a encontrarse eliminado por completo en algunas zonas. Se pierden, de este modo, las innumerables funciones ecológicas que ejerce. Debido a ello, surge la necesidad de emprender la restauración del bosque de ribera desde el punto de vista de la conservación del medio, sin olvidar que también se erige como un referente de la calidad ecológica, ambiental y paisajística del ecosistema.
Se estima que la recuperación de la vegetación riparia debería ser, generalmente, un proceso natural, sin más intervención humana que la de evitar que se produzcan nue-vas agresiones, así como, asegurar que se den las condiciones adecuadas para que ello tenga lugar, con el objetivo de mantener los servicios ecológicos de estos ecosistemas (Giller, 2005; González del Tánago y García de Jalón, 2007). Pero existen ríos, arroyos y/o tramos de los mismos en los que el proceso de degradación ha alcanzado un nivel que resulta irreversible en plazos razonables sin la actuación humana. Sólo en estos casos parece recomendable llevar a cabo una serie de acciones directas, con objeto de
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devolver al bosque de ribera su adecuado estado de conservación, o al menos, lo más próximo a él posible.
Por consiguiente, se considera de suma importancia profundizar en el conocimiento, op-timizar los esfuerzos e invertir en la conservación de estos ecosistemas, ya que además, prevendrá las posibles degradaciones e impactos ambientales negativos futuros. El proce-dimiento adecuado debería comenzar por la evaluación inicial de la cuenca hidrográfica: sus principales afecciones, factores que influyen en ella, así como sus requerimientos, evolución, componentes que lo conforman, fauna y flora asociada, etc.
Lo anteriormente expuesto ha sido llevado a la práctica en el presente apartado, es decir, se ha evaluado, aplicado y adaptado al río Umia el índice QBR (índice de calidad del bosque de ribera) como herramienta en la gestión de las masas forestales riparias, concre-tamente para el diseño de medidas de conservación y restauración de las zonas ribereñas. Y posteriormente se ha propuesto una zonificación de dicha área riparia en función de su estado de conservación.
Este capítulo ha sido publicado en su totalidad en la revista científica “Ecological Engineering” (Ver capítulo 5) cuyos criterios de calidad se especifican en el Anexo III.
Capítulo 1. Introducción [ 48 ]
Ilustración 8: Resumen de los principales factores que afectan al río Umia y que causan la eutro-fización, así como las soluciones aportadas, detallando los capítulos en los que son desarrollados.
CAPÍTULO 2Evolución de la eutrofización en función de
las condiciones ambientales: un caso de
estudio en un embalse
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ResumenEn los últimos años, el fenómeno de la eutrofización está afectando a muchos ecosistemas fluviales, agravándose en los últimos años y, además de representar un problema ambien-tal, también puede afectar gravemente a la salud humana. Es por esta razón que se ha considerado fundamental conocer cómo las condiciones meteorológicas y las propias del agua, afectan a los blooms de cianobacterias y algas verdes. En este estudio se ha anali-zado cómo los parámetros climatológicos afectan a la concentración de algas verdes y de cianobacterias durante el período comprendido entre 2008-2010, en el embalse de A Baxe (Galicia, España) España).
Así, factores meteorológicos tales como la temperatura de aire, la lluvia y la radiación so-lar, y factores de la calidad del agua como el nitrógeno total, fósforo total, pH del agua y la concentración de clorofila-a han sido analizados con objeto de comprobar su influencia en la presencia de las algas verdes, concretamente sobre la microcistis spp., así como en su concentración. En los resultados de la presente investigación se comprueba que las condiciones meteorológicas son factores limitantes en las floraciones de cianobacterias.
Se deduce que las estaciones climáticas se encuentran claramente relacionadas con los episodios de dichas floraciones. Así, durante el verano, con temperaturas más altas, coin-cidiendo con la época seca y con un ciclo de luz de 15/9 (luz / oscuridad), se generan los valores más altos de clorofila y las mayores concentraciones de Microcystis spp. Conclui-mos, por tanto, que se pueden desarrollar modelos predictivos para la predicción de los blooms, teniendo en cuenta los modelos de predicción meteorológica que se disponen en la actualidad, con la suficiente antelación como para predecir posibles blooms a lo largo de un periodo concreto de tiempo. De este modo, los gestores del agua pueden saber cuándo va a ser probable que una floración de cianobacterias tenga lugar, con un sistema de alerta temprana, por lo tanto, podrán diseñar un protocolo de acción.
Palabras clave
Ecosistemas de agua dulce; blooms de cianobacterias; Microcystis spp.; nitrógeno, fósforo, clorofila-a.
Cita de la publicación: Álvarez, X., Valero, E., & Picos, J. (2014). Evolution of Eutrophica-tion depending on Environmental Conditions: A Case Study in a Reservoir. European Journal of Sustainable Development, 3(4), 83-90.
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European Journal of Sustainable Development (2014), 3, 4, 83-90 ISSN: 2239-5938 Doi: 10.14207/ejsd.2014.v3n4p83
| 1AF4 Research Group. Engineering Department of Natural Resources and Environment, Forestry Engineering College, University of Vigo, Campus a Xunqueira s/n, 36005 Pontevedra, Spain. * Corresponding author
Evolution of Eutrophication depending on Environmental Conditions: A Case Study in a Reservoir. Xana Álvarez1*, Enrique Valero1, Juan Picos1
Abstract: In the last years, the phenomenon of eutrophication is affecting many river ecosystems. Besides being an environmental problem, it can also be a problem for human health. This study aims to explore how environmental parameters affect the concentration of green algae and cyanobacteria throughout the period from 2010 to 2013 in A Baxe reservoir (NW Spain). Factors such as temperature, rainfall and solar radiation influenced in the presence of the algae, as well as in its concentration. Being limiting factors in the cyanobacterial blooms. The highest value of chlorophyll occurs during the summer, with higher temperatures, coinciding with the dry season and with a light cycle of 15/9 light/dark cycle. We conclude that predictive models can be designed using the weather forecast that are currently available well in advance, with the result that water managers can know when it will be probable that a bloom take place as an early warning system, therefore they will have a protocol of action.
Keywords: Freshwater ecosystems, cyanobacteria blooms, temperature, dry season.
1. Introduction
Anthropogenic activities have caused strong alterations in the structure and function of their environment. Human population growth has placed ever-increasing demands on both aquatic and terrestrial ecosystems (Smith et al., 1999), we are affecting biodiversity and contributing to climate change with land use changes and urbanization (Sliva and Dudley and Li et al., 2009). Human activities have also had profound impacts upon the global biogeochemical cycles of carbon (C), nitrogen (N), and phosphorus (P) (Vitousek et al., 1997; Abell et al., 2010; Vitousek et al., 2010; Lewis et al., 2011; Paerl et al., 2011; Schlesinger, 2013 and Khan et al., 2014) adding nutrients to the aquatic system. Eutrophication is a consequence of the above. Specifically, it is the process by which water bodies are made more eutrophic through an increase in their nutrient supply (Smith et al., 1999). Although this term is most commonly applied to freshwater lakes and reservoirs, it can also be applied to flowing waters, estuaries, and coastal marine waters (Edmondson, 1995). Ever increasing nutrient loads from excessive watershed development result in accelerated eutrophication problems in many man-made and natural reservoirs. It is not
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easy to predict the behaviour of nutrient-enriched water bodies because of the complex physical, chemical, and biological processed involved (Van Griensven et al., 2006). In this sense, the Water Framework Directive of the European Union (European Commission, 2000) urges the Member States to incorporate of monitor programming the water quality, resulting in many cases useful tools for water quality management in the impounding reservoirs. The increase of these nutrients allows algae population to improve their growth and development, especially when weather conditions are favourable such as temperature (Xue et al., 2005) and solar radiation (Liu et al., 2011). All this leads to algal blooms, affecting the some alterations in the physical-chemical conditions (Alvarez Cobelas & Arauzo, 1994; Lee et al., 2012). Cyanobacteria are one of the largest and most important groups of prokaryotic autotrophs with oxygenic photosynthesis in aquatic system (Pernthaler, 2005). As the most common toxic cyanobacterium in eutrophic freshwater, Mycrocystis aeroginosa can form harmful algal blooms (Humbert et al., 2013), causing animal poisoning and present risks to human health (Falconer, 2001 and Oberholster et al., 2004). The ecological effects of a bloom in the aquatic environment during the blooms, some of them are: (1) the reduction of transparency (Andersson et al., 1978 and Yasmasaki 1993). Limitations on light resources, reducing the photic zone which produce some effects, especially in benthic populations. (2) pH increase (Seitzinger, 1991 and Brussaard et al., 1996), depending on the value may appear toxic effects on fish populations. (3) Reduction of CO2 (Huisman et al., 2011): Alteration of phytoplankton competitive iterations (Koch et al., 2014). (4) Toxin (Wilhelm et al., 2011; O’Neil et al., 2012 and Hallegraeff, 2014), with the excretion of allelopathic agents which can cause neurological effects (Ferrante et al., 2013 and Glivert, 2013) in aquatic organisms, including vertebrates. (5) Increasing the population of algae and primary production. Causes an impact on zooplankton (Koch et al., 2014) by reducing the efficiency of the transfer of matter and energy in the food chain. On the other hand, with the collapse of blooms, other effects can be: drastic reduction of dissolved oxygen and an increase in the concentrations of ammonia (Dai et al., 2012). Other effects are the inability to supply drinking water for the population during the blooms (Rolland et al., 2013), the increase of the cost of treatment of water purification, as well as the damage that blooms can cause in the installation of drinking water treatment. The objectives of the present study were to analyze the water quality of the A Baxe reservoir, and determining their influence on the proliferation of the cyanobacterium Microcystis spp., taking into account weather factors that may influence such as air temperature, solar radiation and rainfall. 2. Material and Methods a. Study Area
The Umia River is situated in the southwest of Galicia, It has a total length of 70 km and its basin includes 440.4 km2, its flow is 16.2 m3/s, and it flows into the Atlantic watershed of Galicia. The climate in the area is oceanic: the average annual rainfall is 1,500 mm and the average temperature is 14.8°C (Carballeira et al., 1983 and Martínez
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X. Álvarez, E. Valero, J. Picos 85
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and Pérez, 2000). Consequently, the period of highest flow is from December to May, and minimum occurs in August (Xunta de Galicia, 2005; Hilty et al., 2006). Natural vegetation in the riversides is Atlantic deciduous forest with oak (Quercus robur), black alder (Alnus glutinosa), willow (Salix atrocinerea), hazel tree (Corylus avellana), elder (Sambucus nigra) and ash (Fraxinus sp.). According to Directive 2006/44/EC (European Commission, 2006), the Umia stream supports or becomes capable of supporting fish belonging to species such as salmon (Salmo salar), trout (Salmo trutta), or other species in other areas of Europe. It has been classified as salmonid waters (Ministerio de Medio Ambiente, 2004) On the other hand, the stretch of the river has been classified as CEDEX type 21: Cantabric Atlantic siliceous rivers (Augas de Galicia, 2010). The Umia River Basin has a high rate of population dispersion. There are 184 villages: 70% have 50 inhabitants and only 2 villages have more than 500 inhabitants (Instituto Galego de Estadística, 2010). The Umia River supplies more than 100,000 inhabitants. b. Data collection and statistical analyses Data on water quality of the reservoir during the periods of 2008 and 2010 (August) were analysed. This data was based on weekly analyses made by Augas de Galicia (Regional Environmental Agency of Galicia, Spain). In order to quantify the phenomenon blooms in reservoir A Baxe we used the series of data of Mycrocistis spp. and chlorophyll from Augas of Galicia (Augas de Galicia, 2011). We identified it as the dominant genus of cyanobacteria during blooms that periodically occur. Data were measured in two different stations, near the dam of the reservoir and at the end of it. To address the roles of water quality parameters and limiting factors in algal growth in different seasons, temporal trends between the following measurements were analyzed: pH, air temperature (ºC), total nitrogen (mg/L), total phosphorus (mg/L), chlorophyll-a (µg/L) and Microcystis spp. (cel/mL). Meteorological data (air temperature, rainfall and solar radiation) were taken from Xunta de Galicia (2008), specifically from the weather station of Caldas de Reis, located in the study area, with similar altitude conditions. Spatial distributions of correlations between Chl-a, Microcystis spp. and water quality were analyzed for the dry (from May to September) and cold (from October to April) seasons using Microsoft Excel 2007. Correlations between parameters for each monitoring station in the reservoir were calculated using multivariate statistical analyses. In this case, the statistical analyses were carried out using SPSS Statistics v19 software. 3. Results and Conclusions
Analysis of annual average values of the main water quality parameters total nitrogen (TN), total phosphorus (TP), Chl-a and algae concentration from 2008 to 2010 showed that the water quality of the A Baxe reservoir has deteriorated, but some differences among the parameters. TN and TP presented very similar temporal patterns. Both stations did not show high average values of phosphorus (between 0.3 mg/l and 0.35 mg/l), rarely high values were obtained (7 mg/l), especially during the years 2008 and 2009. However, the degree of eutrophication in the A Baxe reservoir considering
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total phosphorus would be Hipereutrofia (> 100 mg/m3 TP). According to the reference standard, the Real Decreto 927/1988 (del Estado, 1988) establishes the following reference values: 0.2 to 0.4 mg/l for Salmonidae and Cyprinidae freshwater. The TN is used as standard for the study of the relationship N/P, the main indicator studied with the concentration of TP, chlorophyll a and Cyanobacteria. There were some values which exceed the normal values of TN (2 mg), the maximum concentration detected was 10 mg/l. Temperature values presents a seasonal variation (Figure 1) and the pH values were generally highest in the dry season, the coefficient of correlation between temperature and pH values are 0.79 (p<0.01), There is a strong positive correlation. Temperature is a factor that influences the NTotal and PTotal (rN = 0.57 and rP = 0.75).
Figure 1 Temporal evolution of the air temperature in the weather station of Caldas de Reis from 2008 to 2010. Source: own elaboration based on data from Xunta de Galicia (2008). If we consider the values of the average monthly air temperature, we can see that the highest values occurred in the months of the dry season (Figure 2), especially from June to September (inclusive). In order to emphasize that the 2009 was the year that had the lowest value of Microcystis spp., along with having the highest cumulative value of solar radiation this year. Therefore, it can be concluded that the most important factor is not the total value of solar radiation, by contrast it determines how it is distributed throughout the year (Figure 3). Thus the year 2010, which had the highest values of Microcystis spp.(Figure 4), had a steep and constant slope from early spring through August.
Mean Air Temperature (°C)
0
5
10
15
20
25
30
ºC
Mean daily Tª Mean monthly Tª
Capítulo 2. Evolución de la eutrofización en función de las condiciones ambientales: un caso de studio en un embalse [ 56 ]
X. Álvarez, E. Valero, J. Picos 87
© 2014 The Authors. Journal Compilation © 2014 European Center of Sustainable Development.
Figure 2 Average monthly air temperature during the years 2006-2010 in the weather station of Caldas de Reis from 2008 to 2010. Source: own elaboration based on data from Xunta de Galicia (2008).
Figure 3 Temporal evolution of the solar radiation accumulated monthly in the weather station of Caldas de Reis from 2008 to 2010. Source: own elaboration based on data from Xunta de Galicia (2008).
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
January February March April May June July August September October December
Solar radiation accumulated (10kJ/(m2·month))
2006 2007 2009 2010
Average monthly Tª
-
5,00
10,00
15,00
20,00
25,00
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 Month
ºC
2006 2007 2008 2009 2010
2008
[ 57 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
88 European Journal of Sustainable Development (2014), 3, 4, 83-90
Published by ECSDEV, Via dei Fiori, 34, 00172, Rome, Italy http://ecsdev.org
Figure 4 Temporal evolution of cyanobacteria and chlorophyll values in the reservoir of A Baxe (2008-2013). Temperature and solar radiation are not the only factors that influence the process of eutrophication. Rain plays an important role (Jones and Poplawski, 1998) because the renewal of water in the reservoir relies on it. The minimum precipitation records coincide with higher cyanobacteria values (Table 1). If we make a comparison, 2010 registered the lowest rainfall, while 2009 had the highest ones in the same period (between April to September). Therefore, we can deduce that, with high precipitation, less probabilities that cyanobacterial blooms occurs, especially during this interval of the year. As shown in Figure 1, the highest value of chlorophyll occurs during the summer, as the values of Microcystis spp. Table 1 Maximum and minimum values of annual precipitation between 2007-2010 (L/m2/month) Year Maximum Month Minimum Month 2007
300,20 February 3,70
October
2008 253,20 January 24,10 June 2009 337,40 December 19,10 September 2010 277,40 October 8,20 August In our study we conclude that cyanobacterial blooms occur earlier and last longer with the increase of temperature and radiation (Zhang et al., 2012), therefore, in the eutrophication process there is a great influence of environmental parameters. References Abell, J. M., Özkundakci, D., & Hamilton, D. P. (2010). Nitrogen and phosphorus limitation of
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0
5000000
10000000
15000000
20000000
25000000
30000000
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
chlorophyll a
Microcystis
Capítulo 2. Evolución de la eutrofización en función de las condiciones ambientales: un caso de studio en un embalse [ 58 ]
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CAPÍTULO 3
Eliminación de las algas verdes de
un embalse eutrofizado mediante la
electrofloculación y su posterior utilización
para la producción de biodiesel
[ 63 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
ResumenLos episodios de floraciones de algas verdes y cianobacterias son, cada año, más fre-cuentes y dañinos para el medioambiente debido a la eutrofización de los ecosistemas acuáticos. El embalse de A Baxe, objeto de estudio de esta investigación, representa un grave problema para la salud humana, ya que su agua se utiliza para el consumo, debido a lo cual resulta urgente encontrar una solución viable a este fenómeno de contaminación en aguas dulces. Con esta finalidad, la electrofloculación (EF) fue el método estudiado para eliminar las algas que están presentes en dicho embalse. Concretamente se evalua-ron diferentes factores que pueden influir en la eficacia del proceso: el voltaje aplicado en el medio de cultivo, la duración de dichos voltajes, la separación entre los electrodos y se compararon sus resultados con la sedimentación natural. Por otra parte, se exploró la viabilidad del uso de las algas recogidas para obtener biodiesel, evaluándose mediante el método de transesterificación directa.
Los mejores resultados durante los procesos de EF se alcanzaron con 10 V durante 1 min, con una separación de electrodos de 5,5 cm y una altura del cultivo de 4 cm, obtenido una eficiencia de recuperación superior al 95%. En la transesterificación directa de estas algas se obtuvieron ácidos octadecenoicos y palmítico en la producción de ésteres metílicos de ácidos grasos (FAMEs). En definitiva, se concluye que la EF es un método eficaz para eliminar las algas verdes durante las floraciones, pudiendo utilizar la biomasa resultante en la obtención de biodiesel y reducir de este modo tanto el residuo generado como los costes del proceso.
Palabras clave
Microcystis sp.; Scenedesmus spp.; Kirchneriella sp.; blooms de cianobacterias; Biodiesel.
Cita de la publicación: Valero, E., Álvarez, X., Cancela, Á., & Sánchez, Á. (2015). Harvesting green algae from eutrophic reservoir by electroflocculation and post-use for biodiesel produc-tion. Bioresource technology, 187, 255-262.
Capítulo 3. Eliminación de las algas verdes de un embalse eutrofizado mediante la electrofloculación [ 64 ] y su posterior utilización para la producción de biodiesel.
Harvesting green algae from eutrophic reservoir by electroflocculationand post-use for biodiesel production
Enrique Valero a, Xana Álvarez a,⇑, Ángeles Cancela b,1, Ángel Sánchez b,1
aAF4 Research Group, Department of Natural Resources and Environment Engineering, Forestry Engineering College, University of Vigo,Campus A Xunqueira s/n, 36005 Pontevedra, SpainbChemical Engineering Department, Industrial Engineering College, University of Vigo, Campus Lagoas-Marcosende s/n, 36310 Vigo, Pontevedra, Spain
h i g h l i g h t s
� Harvesting by electroflocculation iseffective with green algae mixture infreshwater.
� Cyanobacterial blooms can be solventwithout fluvial ecosystem damage.
� A real pilot plant can be design fromthese results.
g r a p h i c a l a b s t r a c t
a r t i c l e i n f o
Article history:Received 2 February 2015Received in revised form 27 March 2015Accepted 29 March 2015Available online 1 April 2015
Keywords:Microcystis sp.Scenedesmus spp.Kirchneriella sp.Cyanobacterial bloomsBiodiesel
a b s t r a c t
Each year there are more frequent blooms of green algae and cyanobacteria, representing a seriousenvironmental problem of eutrophication. Electroflocculation (EF) was studied to harvest the algae whichare present in reservoirs, as well as different factors which may influence on the effectiveness of theprocess: the voltage applied to the culture medium, run times, electrodes separation and natural sedi-mentation. Finally, the viability of its use to obtain biodiesel was studied by direct transesterification.The EF process carried out at 10 V for 1 min, with an electrode separation of 5.5 cm and a height of4 cm in culture vessel, obtained a recovery efficiency greater than 95%, and octadecenoic and palmiticacids were obtained as the fatty acid methyl esters (FAMEs). EF is an effective method to harvest greenalgae during the blooms, obtaining the greatest amount of biomass for subsequent use as a source ofbiodiesel.
� 2015 Elsevier Ltd. All rights reserved.
1. Introduction
The eutrophication process is a specific consequence of waterpollution caused by the increase of nutrients, particularly phospho-rus and nitrogen (Paerl et al., 2011; Khan et al., 2014). The increaseof these nutrients allows the algae population to improve their
growth and development, especially when weather conditionsare favorable such as temperature (Xue et al., 2005) and solarradiation (Liu et al., 2011). All this leads to algal blooms, affectingthe coloration of the water, especially when green algae are pre-sent, and implying a negative impact on the ecosystem of rivers,lakes, reservoirs, etc. (Smith, 2003), as well as some alterations inthe physical–chemical conditions (Alvarez Cobelas and Arauzo,1994; Lee et al., 2012).
Nowadays, eutrophication is one of the effects triggered by thepopulation growth and economic development (Khan et al., 2014)affecting 53% of lakes and reservoirs in Europe (ILEC, 1994). For this
http://dx.doi.org/10.1016/j.biortech.2015.03.1380960-8524/� 2015 Elsevier Ltd. All rights reserved.
⇑ Corresponding author. Tel.: +34 986 801959.E-mail addresses: [email protected] (E. Valero), [email protected] (X. Álvarez),
[email protected] (Á. Cancela), [email protected] (Á. Sánchez).1 Tel.: +34 986 81383.
Bioresource Technology 187 (2015) 255–262
Contents lists available at ScienceDirect
Bioresource Technology
journal homepage: www.elsevier .com/locate /bior tech
[ 65 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
reason and the implications that it involve, water managers andthe proper authorities on issues of nature conservation are con-cerned about how to solve this phenomenon, specifically if we takeinto account that in many algal blooms and eutrophication pro-cesses there are toxic cyanobacteria, whose environmental effectsare worse, even to human health (Kim et al., 2010; Xuguanget al., 2011), as is the case of Microcystis sp., which has not solutionwhen bloom occurs.
One possible solution is to harvest algae from the medium(lakes, reservoir, estuaries, coasts, etc.). There are several methodsof harvesting algae such as sedimentation, this method of particleseparation is popular in wastewater treatment, and is relativelyinexpensive to install and operate and it does not require special-ized operations (Timmons et al., 2002). According to Pienkos andDarzins (2009) centrifugation is very expensive in an integratedsystem producing lower-value products, such as algal oils for bio-fuel production. There are several recent studies in others tech-niques such as the coagulation, flocculation, electrocoagulationand electroflocculation process, such as the research of Matoset al. (2013), who studied Electrocoagulation as a process to har-vest the marine Nannochloropsis sp. microalga; Wang et al.(2012) investigated the combination of algaecide and flocculantsto control cyanobacterial blooms. Some researchers have separatedmicroalgae by electroflocculation, such as Xu et al. (2010) whodeveloped an electroflocculation technology for harvestingmicroalgae (Botryococcus braunii). Lee et al. (2013) concluded intheir study that electroflocculation is potentially a low costTetraselmis sp. microalgal harvesting technique; and Alfafaraet al. (2002) who combined the electroflocculation with electro-coagulation. Highlight the researched carried out by Liang et al.(2008) who tried to eliminated the microcystin-LR during the cya-nobacterial inactivation by electooxidation, obtaining more than98% removal for total.
On the other hand, the microalgae are been recognized as asource for obtaining biodiesel (Phukan et al., 2011) and thetransesterification represents a key process for biodiesel produc-tion (Griffiths et al., 2010). Particularly, vegetable oils, aftertransesterification with methanol produce fatty acid methyl ester(FAME) as the precursor to biodiesel and glycerol as a by-product(Demirbas and Demirbas, 2010).
Recent studies carried out by the Regional Government ofGalicia concluded that there are eutrophication and algae bloomsin A Baxe reservoir (Augas de Galicia, 2011). The aim of thisresearch is to harvest the green algae without damage to theecosystem. This means that chemical flocculants, which remainin the aquatic ecosystem affecting the organisms that inhabit, can-not be used. The electroflocculation technique (EF) was selected toapply it separately and without affect natural water composition.Therefore, in this investigation the microalgae present in watersamples from ‘‘A Baxe’’ reservoir (with no isolated strains) havebeen cultivated.
Different factors which may influence the effectiveness of theprocess were evaluated, specifically, the voltage applied, runs, dis-tance between electrodes and the height of the culture column, aswell as EF/gravity sedimentation effectiveness at different tem-peratures. Finally, the algae harvested in this process have beenused as a direct source for the biodiesel production, for alaevalorisation.
2. Methods
2.1. Microalgae
Water samples collected in March of 2014 from the ‘‘A Baxe’’reservoir (Umia River, Northwest of Spain) were used in the study.
The microalgae were grown in a medium with two different solu-tions: one of macronutrients (NaNO3, KH2PO4, MgSO4�7H2O andNa2CO3) and the second solution was micronutrients(MgCl2�6H2O, CaCl2�2H2O, H3BO3, MnCl2�4H2O, ZnCl2, FeCl3�6H2O,CoSO4�7H2O, Na2MoO4�2H2O, CuSO4�5H2O and Na2EDTA�2H2O)provided by the ECIMAT (Estación de Ciencias Mariñas de Toralla,University of Vigo, Spain). The experimental work was carriedout in six 250 ml Erlenmeyer flasks. The microalgae from the reser-voir were grown for 20 days at 28 �C, with constant stirring(Magnetic Mini-Stirrer 220/230 V) and a light cycle of 24:0 Light/Dark. There were three different algae growing together:Scenedesmus spp. (24%), Kirchneriella sp (1%). and Microcystis sp.(75%). Cultures raised to a density of 106 cell ml�1.
2.2. Harvesting by electroflocculation
The EF experiments were performed with a power source (DCPower Supply, FREAK EP-603) in three different vessels (1000;250 and 150 ml) with a wall thickness of 2 mm. Different factorsthat could influence the process of collecting the algae by EF wereevaluated: (1) separation of iron electrodes (Lee et al., 2013). Thedistance between the two electrodes was varied in order to evalu-ate which is the most effective for harvesting green algae. To thispurpose, the height of the culture column was kept constant(4 cm). (2) The column height of culture (h), (3) natural sedi-mentation, (4) application of different current applied (Ilhanet al., 2008; Vandamme et al., 2011), and (5) run times of the elec-tric current (Matos et al., 2013).
Measurement runs have been made three times each. For speci-fic details of each process see Figs. 1–3. As was carried out each EFprocesses, the decisions were made based on the best resultsobtained in the previous process. The most efficient separationbetween electrodes (Test No. 1) was chosen and fixed for the nexttests where the effect of the height of the culture column wereevaluated (Test No. 2). For this reason, subsequent experimentswere carried out with the best results obtained in previous test.
The iron electrode plate had an area of 2 � 9 cm and a thicknessof 2 mm. Two iron electrode plates were placed along two oppositewalls in the vessels and were submerged 7 cm. When these kindsof electrodes are used, the following reactions occur (Ilhan et al.,2008):
At the cathode
2H2Oþ 2e� ! H2 þ 2OH�
and at the anode
FeðsÞ ! Fe2þ þ 2e�
The distance between cathode and anode was studied duringthe process of EF number 1 (Fig. 1) and it varied depending onthe vessels used. In the second test, different water columnheights were evaluated through the variation of culture volumesaccording to Fig. 2. The influence of different electric currentintensities, as well as the natural sedimentation of algae withoutelectricity were evaluated at 8 and 22 �C. On the other hand, dif-ferent run times of this electric current were assessed in the thirdtest (Fig. 3).
2.3. Microalgae biomass characterisation
Cell growth was measured by means of absorbance of the sus-pension at 690 nm in accordance to Becker (1994) with a digitalspectrophotometer Spectro 22 (Labomed, USA). Correlationsbetween absorbance and cell concentration were previously estab-lished by a polynomial equation as:
y ¼ 0:0011x2 þ 0:0113x� 0:012 ðR2 ¼ 0:9991; P < 0:05Þ
256 E. Valero et al. / Bioresource Technology 187 (2015) 255–262
Capítulo 3. Eliminación de las algas verdes de un embalse eutrofizado mediante la electrofloculación [ 66 ] y su posterior utilización para la producción de biodiesel.
Fig. 1. Process carried out in tests by EF algae harvesting, evaluating different distances between the iron electrodes, with a culture column height of 4 cm, 10 V for 1 min.
Fig. 2. Process carried out in tests by EF algae harvesting, evaluating different culture column height, with 5.5 cm of separation between electrodes, 10 V for 1 min.
E. Valero et al. / Bioresource Technology 187 (2015) 255–262 257
[ 67 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
where y (g ml�1) is the cell concentration measured in �106 cellsper ml and x is the absorbance.
On the other hand, the absorbance was determined in the med-ium surface at the beginning of the experiment (before applyingthe EF), as well as in the vessels of the three experiments, for eachvariable studied, after applying the EF. In this last case, vesselswere left standing to allow the concentration of the microalgaein different times after each experience. The samples were takenbelow the medium surface to measure the concentration in cleanwater. The algae were identified microscopically (BX 51,Olympus, Japan).
2.4. Electroflocculation effectiveness
The effectiveness of EF was determined by the recovery effi-ciency (RE) which is defined as the ratio of the recovered biomassto the total biomass (Vandamme et al., 2011; Lee et al., 2013) and isdetermined by: RE = (Abs0 � Absst)/Abs0; where Abs0 is the absor-bance of t suspension before the EF treatment and Absst is theabsorbance at the chosen sedimentation time (st) after EFtreatment.
2.5. Direct transesterification
In this experiment a direct transesterification of algae (Wahlenet al., 2011) was carried out. The algae were dried at 90 �C until theweight of samples remained constant, them were mixed with
methanol (12:1 vol methanol/wt dried algae) according toCancela et al. (2012), and sodium hydroxide (1% g NaOH/g algae)at 62 �C during 3 h in a reactor. This sample was mixed with theinternal standard C17-ME for subsequent analysis by gas chro-matography. The composition and quantity of methyl ester in bio-diesel was determined according to biodiesel test method UNE-ENISO 14103:2003.
2.6. Statistical analysis
Mean and standard deviation values for the recovery efficiencywere calculated for each test three times. Kruskal–Wallis test forthe resulting differences were calculated (electrode separation,height of the culture column, volts and runs) and the Mann–Whitney test for the natural sedimentation differences. Statisticalanalysis was performed using SPSS Statistics v19 (SPSS, Inc., andIBM Company1989, 2010).
3. Results and discussion
3.1. Effect of electrodes
On increasing electrode distance (max. 11 cm) the EF process ismore effective (Fig. 4), this result was found also by Crespilho andRezende (2004). This was checked by measuring the absorbance ofthe surface water, these data show that the lowest concentration ofalgae was during the first two hours (after EF), with more than 32%
Fig. 3. Process carried out in tests by EF algae harvesting, evaluating different values of voltage applied to the cultures, and with different run times, comparing it with thenatural sedimentation of the algae (without EF).
258 E. Valero et al. / Bioresource Technology 187 (2015) 255–262
Capítulo 3. Eliminación de las algas verdes de un embalse eutrofizado mediante la electrofloculación [ 68 ] y su posterior utilización para la producción de biodiesel.
and 43% of reduction of algal concentration respectively (Table 1),therefore, the algae were sediment at the bottom of the vessels.Although, absorbance values did not show statistically significantdifferences between distinct values of electrodes separation(X2 = 0.218; p = 0.897). As time goes, and the algae sediment, themost effectiveness results (95%) occurred with a smaller electrodeseparation (5.5 cm) after 24 h. This was 2.61% more effective thanwith an electrode separation of 7 cm, and 3.15% than 11 cm sep-aration (Table 1). The greater the electrode distance, the greatershould the difference in applied potential be (Cerqueira et al.,2009). Finally, 5.5 cm was the best separation between electrodesbecause it allowed the sedimentation of the whole alae mass.
Ilhan et al. (2008) concluded that Al electrodes showed a highertreatment efficiency than Fe ones, with a rate of removals of 56%and 35% respectively. In addition, Cerqueira et al., (2009) con-cluded that the distance between the aluminum electrodes didnot cause a significant increase in the removal efficiency of con-taminants, while the distance between iron electrodes influencedthe EF process. Although the most advantageous results of the alu-minum, in this investigation iron electrodes were used instead ofthe first ones because aluminum has been associated with alter-ations in biological systems, especially fish, and its implicationsin the development of neurodegenerative diseases (Rondon-Barragán et al., 2007).
3.2. Effect of the height of the culture column
Experimental results show that better electrodes distance is5.5 cm. For this reason, experiments described below were madewith this value. When the height of the culture column changes,the higher effectiveness of the separation method corresponds tothe height of 2.7 cm. The absorbance measures can conclude thatthe concentration of algae was lower when the culture columnwas reduced. The culture height is approximately a 2% more effi-cient, when is compared with the other levels (5.2 and 6.4 cm) atthe end of the EF process, as can be seen in Table 1. These valuesindicate that the differences were not statistically significant(X2 = 0.353; p = 0.838). Furthermore, it can be concluded that witha culture height of 4 cm the EF effectiveness was higher than in thetests with 2.7 cm. Therefore, the subsequent tests were performedwith a culture column height of 4 cm and an electrode separationof 5.5 cm.
3.3. Effect of voltage
The algae recovery efficiency reached over 90% at all electricalpowers tested, but the best results in the sedimentation of algaewere obtained with 10 V (95.61%) as shown in Fig. 5. The lowereffectiveness of EF was obtained with 20 V (94.37%). Very similarvalues were also obtained in the case of 15 V with 94.58%. Theresults of the Kruskal–Wallis test were not statistically significant(X2 = 0.067; p = 0.967). Since the electric current is applied, theprocess is more effective with voltages of 15 and 20 V. Xu et al.(2010) tested various voltages and concluded that the EF timewas shortened significantly when the voltage was increased, whichis in line with our experiments. In the case of 10 V, after 60 min theefficiency was reversed to better results, which is according withthe results showed in this research, Xu et al. (2010), who obtainedgreater efficiency in the first minutes of the sedimentation process.The applied current is also an important variable in the EF process(Vandamme et al., 2011), as a result, higher electrical power pro-duced more flocculants to enhance algal flocculation (Alfafaraet al., 2002). All these results, as well as those obtained duringthe sedimentation time are summarized in Table 1.
3.4. Effect of the run times
As discussed earlier, best results in the performed test wereobtained with 10 V. This is why, to assess the effect of run timesof electric current in the separation of algae from the water, experi-ments were carried out with 10 V. The concentration of algae afterthe test was always lower when we applied 3 min of 10 V,although there were not statistic differences (X2 = 0.067;p = 0.967). This happened from the first time of the separation pro-cess to 24 h later, when the last values were measured. Emphasizethat after an entire day, the results between 1 and 3 min onlydiffered on 0.07%.
3.5. Effect of temperature in natural sedimentation
At ambient conditions (22 �C in the laboratory at the moment ofthe study), natural sedimentation is more effective than at 8 �Cwithout statistical differences (U = 32.000; p = 0.489). This effec-tiveness exceeds 0.58% in the case of cold setting (8 �C). But in
Fig. 4. Mean absorbance values of different separation electrode (3 replicates in each test).
E. Valero et al. / Bioresource Technology 187 (2015) 255–262 259
[ 69 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
the first 60 min, the difference between both conditions was 3.14%of RE.
Comparing the results obtained in the process of natural sedi-mentation (8 and 22 �C), i.e. without movements of the samplesand without EF, less effectiveness was obtained after 24 h in thefirst case, approximately 10% less than other processes (Table 1).But results after 60 min show an efficiency of more than 74%. Toachieve this efficiency in the other tests it took 3 h.
3.6. Comparison between EF and other algae harvesting method
Others where processes, such as electrocoagulation, coagula-tion, etc.; were tested too. This research reaches higher RE valuesthan those obtained by Granados et al. (2012), who found 90%
and higher recovery values with several freshwater chlorophytespecies by coagulation. Mixson et al. (2014) achieved more that95% of biomass recovery when they harvested (Dunaliella viridis)via pH-induced flocculation and via indirect electrocoagulation,and more than 99% when hollow fiber filtration was used. On theother hand, Nannochloropsis sp. was recovered by electro-coagulation and the best recovery (>97%) was obtained using a cur-rent density of 8.3 mA/cm�2 over 10 min (Matos et al., 2013).Although the algae studied were different, it can be considered thatthe results were similar to those obtained in this investigation.Research conducted by Alfafara et al. (2002) who studied theMicrocystis sp., concluded that electro-flotation alone is not effi-cient but the combination of electro-flocculation and electro-flota-tion causes >90% removal of it.
Table 1Mean electroflocculation effectiveness in % [determined by: RE = (Abs0 � Absst)/Abs0] and standard deviation of different tests carried out varying: (a) the electrode separationand the height of the culture column. (b) The variation of voltage and the run times at different times of EF treatment, as well as natural sedimentation at different temperatures.(n = 3 for each electrode separation and for each time.)
Time (min) Electrode separation (cm) Height of the culture column (cm)
5.5 7 11 2.7 5.2 6.4
Mean RE SD Mean RE SD Mean RE SD Mean RE SD Mean RE SD Mean RE SD
(a)20 28.120 0.018 25.790 0.017 32.780 0.009 27.680 0.019 26.330 0.022 30.860 0.02540 35.160 0.015 34.670 0.041 37.770 0.041 35.440 0.014 35.150 0.027 34.080 0.00760 40.470 0.009 39.370 0.047 43.350 0.033 39.850 0.003 38.220 0.017 36.990 0.035120 60.910 0.015 58.980 0.032 70.040 0.044 57.380 0.015 56.130 0.042 52.330 0.005180 70.520 0.030 65.160 0.015 75.360 0.043 70.670 0.041 59.510 0.004 54.910 0.018300 78.330 0.032 75.980 0.015 81.110 0.029 78.670 0.042 73.330 0.021 69.450 0.034360 85.320 0.012 84.230 0.020 88.520 0.026 84.960 0.036 82.330 0.009 81.120 0.0371260 93.000 0.009 92.040 0.011 92.040 0.011 91.250 0.033 90.260 0.017 89.650 0.0241440 95.610 0.023 93.000 0.022 92.460 0.013 94.550 0.041 92.120 0.028 92.000 0.033
Time(min)
Volts (V) Run times at 10 V (min) Natural sedimentation
10 15 20 1 2 3 8 �C 22 �C
MeanRE
SD MeanRE
SD MeanRE
SD MeanRE
SD MeanRE
SD MeanRE
SD MeanRE
SD MeanRE
SD
(b)20 28.12 0.008 26.74 0.031 31.03 0.009 28.12 0.040 44.80 0.041 45.29 0.013 17.35 0.013 13.92 0.03840 36.77 0.006 39.17 0.042 37.45 0.017 34.67 0.033 38.85 0.032 38.44 0.018 46.08 0.009 52.94 0.01660 40.47 0.019 45.68 0.031 42.36 0.036 40.47 0.019 56.38 0.019 55.45 0.003 70.98 0.009 74.12 0.041120 60.91 0.029 58.52 0.005 58.28 0.022 60.91 0.012 68.78 0.022 68.28 0.040 71.49 0.029 74.85 0.022180 70.52 0.034 68.56 0.015 68.00 0.013 70.52 0.015 72.49 0.031 75.03 0.034 73.40 0.033 77.11 0.050300 78.33 0.025 76.15 0.028 75.95 0.030 78.33 0.006 78.77 0.019 79.26 0.017 76.54 0.049 79.38 0.009360 85.32 0.017 86.15 0.019 81.76 0.014 85.32 0.017 86.34 0.018 88.60 0.016 80.44 0.019 82.97 0.0121260 93.00 0.033 91.25 0.046 90.99 0.026 93.00 0.033 90.12 0.033 91.29 0.033 82.14 0.037 83.56 0.0371440 95.61 0.027 94.58 0.019 94.37 0.031 95.61 0.041 93.19 0.041 95.54 0.029 84.71 0.029 85.29 0.027
Fig. 5. Mean absorbance values of different voltage (3 replicates in each test).
260 E. Valero et al. / Bioresource Technology 187 (2015) 255–262
Capítulo 3. Eliminación de las algas verdes de un embalse eutrofizado mediante la electrofloculación [ 70 ] y su posterior utilización para la producción de biodiesel.
Many researchers have developed techniques for growing andharvesting algae for further use as biodiesel, many of them aresummarized in the review conducted by Chen et al. (2011) wherean analysis of the latest research is made up to 2011. Moreover,Ofir et al. (2007) compared EF and chemical flocculation for pre-process in wastewater treatment. Many other lines of researchtested this method for the treatment of industrial wastewater(Zongo et al., 2009). While in the present study, the aim of harvest-ing the algae is a solution to an environmental problem whichaffects fluvial ecosystems. The goal has been to demonstrate thatEF techniques can reduce the eutrophication of reservoirs as wellas algae blooms that take place in them. If this technique werecombined with preventive measures such as river restoration(Valero et al., 2014), it will be possible to reduce algal blooms,and even control them.
3.7. Direct transesterification
FAME composition of algae after the transesterification reactionis shown in Table 2. Octadecenoic acid methyl ester and Palmiticacid methyl ester were the components of green algae growingin the reservoir under study and are also the most abundant inother microalgae species (Tang et al., 2011). The fatty acid profilefor the FAMEs obtained from Microcystis sp., Scenedesmus spp.and Kirchneriella sp. were abundant in unsaturated fatty acids(Dijkstra, 2006). Therefore, the green algae that have been har-vested in the reservoir could be used as a source of biodiesel, andtranslate this process to a real-scale one, as has been recentlystudied in European coasts (Blaas and Kroeze, 2014).
4. Conclusions
Considering that the eutrophication and the blooms of algaeand cyanobacteria take place in fluvial ecosystems, the EF doesnot damage the environment, it is a suitable method.Consequently, it is possibility to develop a system based on thistechnique on a real scale. Therefore, as the blooms appears, thewater could be recirculated to from the reservoir to an annexedarea, treated by EF and returned to its natural place. This wouldnot affect other organisms which have the same habitat. Finally,the harvested algae can be reused as biodiesel.
Acknowledgement
We thank Professor Martyn Rich (Language Centre, Universityof Vigo) for revising the English version.
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Table 2Fatty acid methyl esters in the biodiesel.
Fatty acid methyl ester Retention times (min) Relative content (%)
Palmitic acid (C16) 22.61 42.8Octadecenoic acid (C18:1) 25.56 57.2
E. Valero et al. / Bioresource Technology 187 (2015) 255–262 261
[ 71 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
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262 E. Valero et al. / Bioresource Technology 187 (2015) 255–262
CAPÍTULO 4
Evaluación de la calidad del hábitat
fluvial como indicador de su estado de
conservación. Un caso de estudio en el
noroeste de España
[ 75 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
ResumenExisten varias metodologías para la caracterización y evaluación de los hábitats fluviales, la comunidad científica ha hecho un gran esfuerzo para diseñar los mejores índices para este propósito, testándose en diferentes países y ríos. Sin embargo, no ha habido una trans-ferencia de ese conocimiento a los gestores de estos espacios fluviales o, al menos, a los responsables del diseño de medidas de mejora y restauración. El objetivo de la presente investigación fue la evaluación de dos índices de calidad riparia, concretamente el índice QBR (índice de Calidad del Bosque de Ribera) y el índice RQI (Riparian Quality Index), así como un índice que evalúa la heterogeneidad del hábitat del río, el “Índice de Hábitat Fluvial” (IHF). Todos ellos aplicados y posteriormente evaluados como indicadores del estado ecológico de los hábitats fluviales y su utilidad en proyectos de restauración.
Los principales resultados de este estudio revelaron que el índice QBR es un excelente indicador del estado de conservación del bosque de ribera. El QBR total sugiere el nivel de urgencia de la restauración en la sección que se evalúa, y cada uno de sus subíndices identifica qué elemento del río y/o de la vegetación riparia se encuentra afectada. Por lo tanto, la aplicación del índice QBR será una herramienta útil en la toma de decisiones para la conservación de estos espacios característicos, especialmente para los técnicos o gestores que, como resultado de su experiencia en los procesos biológicos y ecológicos, están involucrados en el diseño y construcción de las infraestructuras que afectan a los ecosistemas, en particular en los ríos y en sus riberas. Por otro lado se destaca el potencial del índice IHF como un recurso de apoyo para el monitoreo de la heterogeneidad del há-bitat antes y después de tomar cualquier acción sobre el ecosistema en concreto.
Palabras clave
Heterogeneidad del hábitat; bosque de ribera; proyectos de restauración; impactos hu-manos.
Cita de la publicación: Valero, E., Álvarez, X., & Picos, J. (2015). An assessment of river habi-tat quality as an indicator of conservation status. A case study in the Northwest of Spain. Ecologi-cal Indicators, 57, 131-138.
Capítulo 4. Evaluación de la calidad del hábitat fluvial como indicador de su estado de conservación. [ 76 ] Un caso de estudio en el noroeste de españa
Ecological Indicators 57 (2015) 131–138
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Ecological Indicators
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An assessment of river habitat quality as an indicator of conservationstatus. A case study in the Northwest of Spain
Enrique Valero, Xana Álvarez ∗, Juan PicosAF4 Research Group, Department of Natural Resources and Environment Engineering, Forestry Engineering College, University of Vigo, Spain
a r t i c l e i n f o
Article history:Received 11 February 2015Received in revised form 8 April 2015Accepted 23 April 2015
Keywords:Habitat heterogeneityRiparian forestBuilding ecosystemsRestoration measuresHuman impacts
a b s t r a c t
There are several methodologies for the characterization and evaluation of river habitats. The scientificcommunity has made a great effort in designing the best indexes for this purpose, and they have also beentested in different countries and rivers. Nevertheless, there has not been a transfer of that knowledge toland managers of these spaces or, at least, to those who design improvement and restoration measures.The aim of our research was the assessment of the Riparian Forest Quality Index (QBR), the “RiparianQuality Index” (RQI) and the “Fluvial Habitat Index” (IHF) as indicators of the ecological status of fluvialhabitats and their application in restoration projects. The main results of this study were that the IHFindex could be used as a support resource and as a monitoring tool to assess the habitat heterogeneitybefore and after any action is taken. However, when we evaluated the QBR and RQI indexes, the bestresults were with the first one. The total QBR suggests the urgency level of restoration in the section thatis evaluated, and each of its sub-indexes identifies which element of the river is affected. Therefore, itwill be a useful tool in decision making for the conservation of these characteristic spaces, especially forengineers who, as a result of their experience in biological and ecological processes, are involved in thedesign and building of ecosystems, particularly in rivers and on their banks.
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1. Introduction
River ecosystems are increasingly being affected by differentfactors caused by the development of human activity. In partic-ular, these ecosystems have been altered by dams and reservoirs,the channelization of some stretches, the reduction of their flow(human consumption, agricultural irrigation, etc.), and land usechange (Adeel et al., 2005; Jetz et al., 2007; Nilsson et al., 2005) suchas the establishment of population nuclei and industries through-out their drainage basins (Petts, 1989). All this means alterations inwater quality, in the type and quantity of energy and food sources(organic matter and nutrients) that reach the ecosystem, and alter-ations due to biological interactions with exotic species (Arizpeet al., 2008).
River management, from the environmental perspective, ini-tially focused on water quality and species protection. Currently,there is a new objective for European water policy towards
∗ Corresponding author at: Forestry Engineering College, University ofVigo, Campus A Xunqueira s/n, 36005 Pontevedra, Spain. Tel.: +34 986 801959;fax: +34 986 801 907.
E-mail addresses: [email protected] (E. Valero), giaf4 [email protected] (X. Álvarez),[email protected] (J. Picos).
maintaining the ecosystem health (European Commission, 2008).Water Framework Directive (WFD) of the European Union(European Commission, 2000) represents an important advance inthe sense that it recognizes the importance of achieving good eco-logical water quality, as well as conserving aquatic ecosystems, andnot least, the riparian ones.
Galicia (NW Spain) has more than 10,000 rivers and streamswith 11,400 ha (Membiela et al., 1991) that, along with floodplainand upland areas, comprise corridors of great economic, social, cul-tural, and environmental value (Bernard and Tuttle, 1998). Thesecorridors are complex ecosystems that include fauna, flora, micro-climate and special conditions, all interrelated with each other, anddependent upon each other. Therefore, any change in one of themrepresents an influence on the others.
Different methodologies and research have been developed overrecent years for characterizing river habitats in order to knowthe status of these ecosystems, as well as complying with Euro-pean guidelines. Many researchers have used biological indicatorsfor this purpose (riparian quality indexes, rapid bioassessmentprotocols, macroinvertebrates, etc.). For example, some of themhave focused their study on riparian quality assessment through-out recent years. Munné et al. (1998, 2003) and Suárez et al.(2002) began with the “Riparian Forest Quality Index” (QBR). Sub-sequently, this index has been used to establish a protocol for
http://dx.doi.org/10.1016/j.ecolind.2015.04.0321470-160X/© 2015 Elsevier Ltd. All rights reserved.
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assessing the hydromorphological quality of rivers (Munné et al.,2006) and the habitat condition with the HCI index, for assessingstream habitats in northern Portugal at a variety of spatial scalesand levels of perturbation. (Oliveira and Cortes, 2005). Otherauthors, with the same need for assessment of these ecosystemsin the rivers of their countries, described the adaptation of the QBRindex, as is the case of Acosta (2009) with the QBR-And index. Thisone differs from the original one in the cover quality aspect, whichwas adapted to neo-tropical high Andean vegetation. Further evi-dence of being of common interest to the scientific community isthe research of Sirombra and Mesa (2012), who adapted the index(named QBRy) and applied it in three sub-basins of Northwest-ern Argentina. Also, In Portugal, RHS was adapted to Portugueseregional and river characteristics (Ferreira et al., 2011).
On the other hand, the “Riparian Quality Index” (RQI) has alsobe used to evaluate the riparian quality (González del Tánagoet al., 2006; González del Tánago and García de Jalón, 2011) whichwas applied in various researches such as Blanco et al. (2007),Navarro-Llacer et al. (2010), Barquín et al. (2011) and Belmar et al.(2013). Finally, to assess the river habitat heterogeneity manyresearchers like Argyroudi et al. (2009), Mendoza-Lera et al. (2012)and Villamarín et al. (2013) have used the “Fluvial Habitat Index”(IHF) of Pardo et al. (2002).
Recognizing previous research, as well as the need to main-tain fluvial ecosystems in a good ecological state, it is importantto transfer the knowledge and advances in research to the man-agers of these spaces. All of this with the aim of these innovationsare taken into account in the projects carried. For all these rea-sons, the main objective of this paper was to apply these threeindexes (QBR, RQI and IHF) as indicators of the conservation sta-tus of rivers. Specifically, the authors pretended to select the bestone as a practical tool in the restoration and conservation projectsof river ecosystems.
The specific objectives were to compare two riparian qualityindexes (QBR and RQI) and select the best of them, combiningor adapting them to the needs of running a possible restorationproject. In addition, an index of habitat heterogeneity (IHF) wasevaluated as a possible complementary indicator.
2. Materials and methods
2.1. Study area
The source of the Gallo river is situated 548 m above sea level(Latitude: 42◦38�43�� N, Longitude: 8◦30�36�� W: Fig. 1). Its basin has44.3 km2 and it is situated in the Southwest of Galicia (Northwestof Spain), within the domain of the Galicia-Costa District. The riverruns 14.98 km to its mouth in the Umia river (Latitude: 42◦36�52�� N,Longitude: 8◦33�48�� W).
The main climate type in the basin is oceanic with an averageannual temperature of 14.8 ◦C and average annual precipitationof 1500 mm (Carballeira et al., 1983; Martínez Cortizas and PerezAlberti, 1999).
With respect to its geology, the bedrock of the Gallo river basinis mainly granitic (Julivert et al., 1972). In terms of lithology, mate-rials from plutonic rocks (Pluton of Caldas de Reis) are identified(Rodríguez Fernández et al., 1982).
The Gallo stream has been classified as salmonid waters(Ministerio de Medio Ambiente, 2004). According to Directive2006/44/EC (European Commission, 2006), it supports or becomescapable of supporting fish belonging to species such as salmon(Salmo salar) and trout (Salmo trutta).
The Gallo river basin is characterized by a coline climate floor(Rivas Martínez, 1987). Natural vegetation on the riversides isAtlantic deciduous (Quercus robur, Corylus avellana, Fraxinus sp.,Sambucus nigra). The riparian vegetation along the Galician rivers is
dominated by groves or galleries of alder (Alnus glutinosa), and wil-low groves formed by Salix atrocinerea. The latter two are classifiedas priority habitat in Annex I of the Directive Habitats (EuropeanCommission, 1992). Where natural riparian forests have been mod-ified by human activity, the vegetation is usually dominated byeucalyptus (Eucalyptus globulus), Acacia melanoxylon and Acaciadealbata. With pressure from pastures, the riparian forest is modi-fied and in many cases it was eliminated.
Average population density is 147 inhabitants km2, with a highrate of population dispersion. The main urban centre of the Galloriver has 10,045 inhabitants (IGE, 2010).
2.2. Field data collection
The data sets, comprising two riparian quality indexes (QBR andRQI) and an index of habitat heterogeneity (IHF), were measuredand analyzed. We performed the fieldwork in 24 river stretches of200 m in length along the Gallo river (Fig. 1), during the years 2010and 2011 (both years the 24 river sections were completed).
2.2.1. Riparian Quality Indexes (QBR and RQI)To characterize the quality of the riparian forest, the QBR index
has been used (Munné et al., 2003) and without the possibility oftaking reference points in the same river, we compared the resultswith the reference conditions in mountain rivers (the most restric-tive values) according to Ministerio de Medio Ambiente, MedioRural y Marino (2008). Specifically, four sub-indexes were eval-uated: total riparian vegetation cover (QBR1); vegetation coverstructure (QBR2); vegetation cover quality (QBR3) and river chan-nel alterations (QBR4). Each part can score up to 25, thus themaximum value of the QBR index can be 100.
The RQI was also applied for assessing the structure andfunctioning of riparian zones based on hydrological and geomor-phological conditions. For implementing of this index, we used theprotocol described in González del Tánago et al. (2006). Specif-ically, seven different attributes of visual reconnaissance wereconsidered: (1) longitudinal continuity of natural riparian woodyvegetation; (2) lateral dimensions of riparian area; (3) species com-position and structure of riparian vegetation; (4) woody speciesregeneration; (5) bank conditions and habitat quality; (6) lateralconnectivity; and (7) vertical connectivity by means of perme-ability, substratum and topography of riparian soils (González delTánago and García de Jalón, 2011).
2.2.2. Fluvial Habitat Index (IHF)The IHF (Pardo et al., 2002) measures the ability of the physi-
cal habitat to host a particular wildlife. It has seven sections whichassess the presence of different components in the stream channelindependently. The IHF1 represents the percentage of embedded-ness in riffles or sedimentation in pools. The IHF2 is the frequencyof riffles in sampling reach (distance between riffles/stream width).The IHF3 measures the substrate composition (the percentage ofboulders, stones, pebbles, gravel, sand and clay). The IHF4 showsthe flow and depth regimes, specifically the number of classespresent in sampling reach (slow-depth, slow-shallow, fast-depthand fast-shallow). The IHF5 represents the shading of stream bed.The IHF6 measures the elements of heterogeneity. Finally, the IHF7stands for the aquatic vegetation cover. The final score of the indexis the sum of the scores obtained in each of the sections and it rangesfrom 0 to 100 points. A habitat with an IHF below 40 is consideredto be affecting the associated biological communities (Pardo et al.,2002). Based on this consideration, in this study the IHF was clas-sified into five classes: (1) Very Good Quality (IHF > 90); (2) GoodQuality (IHF 60–90); (3) Fair Quality (IHF 50–60); (4) Poor Quality(IHF 40–50) and (5) Bad Quality (IHF < 40), for a better comparisonwith the QBR and RQI.
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Fig. 1. Map of the Gallo river and situation of the 24 study-sites.
In addition, we have applied each part of the index and we havecompared it with the most restrictive values established in the ref-erences conditions (Ministerio de Medio Ambiente, Medio Rural yMarino, 2008) because the river have not stretches which can bereference points.
2.3. Data analysis methods
The statistical analyses were carried out using SPSS Statistics v19software. We applied a principal component analysis (PCA). Specif-ically, the PCA was done for each index separately. For the QBR(PCAQBR), the PCA was applied on a matrix of 24 sampling stationscovering 8 variables: QBR index, elevation, total riparian cover, cov-erage structure, cover quality, naturalness of the banks, geomorphictype and type score. This method was to analyze whether any ofthem have more influence or better explains the variations in theriparian quality.
With the same objective, the PCA was applied to RQI (PCARQI)and IHF (PCAIHF) indexes. For these indices were only evaluated therespective subsections and also the altitude of each sample station.
A second PCA was performed for both riparian quality indexes(RQI and QBR) to check if the two indexes are related. Finally, aglobal PCA was done considering all indexes together.
3. Results
3.1. Riparian Quality Indexes: QBR and RQI
Table 1 shows that 33% of the stations have good quality val-ues (QBR > 75), although the poor and bad quality ones (QBR < 50)exceed 58%. Three sampling stations exceed the most stringentvalues established in the reference conditions (QBR = 94), and fourstations were close to reaching it, all in the higher areas of the Galloriver. Regarding the results of the RQI index, none of the 24 studysites were qualified as very good or good; while more than 91%reached values between poor and bad quality (Table 1). There is
an increase in quality from the mouth to the headwaters (coef-ficient of correlation between altitude and values of both indexes,rQBR = 0.740, rRQI = 0.702; p < 0.01). The degradation of banks is moreintense in the lower parts of the river than in its headers (Fig. 2).In the lower parts of the river there is a uniform distribution ofthe sampling stations in all range of both indexes, while values aremore homogeneous (higher quality) in the points at the head of theriver (Fig. 2).
Comparing the RQI and QBR indexes, we can emphasize that67% of the sampling stations reach higher values of riparian qualitywith the QBR index, the RQI index this only happens in 21% of thecases. Both indexes achieve the same quality values for the inter-mediate quality classes (12% of the study’ stretch). However, largedifferences between the two indexes take place with the highestvalues of riparian quality (RQI does not reach good values in anycase). We highlight the values obtained in the headwaters, wherethe QBR index was higher, while the RQI values exceeded the QBRat the mouth (Fig. 2).
Fig. 2. The spatial distribution of the Riparian Quality Indexes (QBR and RQI).
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Table 1Number of sampling stations based on the riparian quality indexes (QBR and RQI). Cumulative variance and eigenvalues for each axis of the PCA performed on the wholedata matrix, (A) for RQI and QBR and (B) for IHF. % variance explained by the two first components and the correlation coefficients between initial variables and betweenaxes are also shown in (A) for RQI and QBR (the eigenvalues of less than 0.25 have not been included).
(A) Riparian quality N◦ sampling stations
QBR RQI
High 3 0Good 5 0Fair 2 2Poor 8 13Bad 6 9
% Variance Axis 1 Axis 2 % variance Axis 1 Axis 2% variance explained 53.836 27.692 % variance explained 62.265 13.987% variance accumulated 53.836 81.528 % variance accumulated 62.265 76.252
QBR total 0.989 RQI total 0.989QBR2 0.951 Width dimension 0.946QBR1 0.943 Natural regeneration 0.916Altitude 0.822 Longitudinal continuity 0.909QBR3 0.625 0.406 Condition of the banks 0.902QBR4 0.623 −0.556 Comp. bank 0.900Type geomorphology −0.941 Altitude 0.783 −0.265Type point −0.273 0.892 Permeability and degree of disturbance 0.694
Lateral connectivity 0.850Comp. after bank 0.806
(B) Axis 1 Axis 2 Axis 3
Altitude 0.829 −0.435IHF1 0.877IHF2 0.280 0.549 0.645IHF3 0.463 −0.339IHF4 0.833IHF5 0.774 0.365IHF6 0.538 0.365 −0.655IHF7 0.683 −0.330
Total score 0.984
If we analyze separately (Figs. 3 and 4) the values for each partthat forms the index, there are great contrasts. In the case of theQBR1 and QBR2, the majority of sampling stations have bad quality(41.7% in both cases), with the exception of QBR4 with 58% of thestations with very good quality. When the analysis was done withthe RQI index, the largest number of sampling stations reaches val-ues of bad quality in the case of “width dimension” and “naturalregeneration” (50% and 37.5% respectively). The other subgroupshave the highest index values between poor and fair quality. Onlyin the case of “lateral connectivity” 70% of the sampling stationshave good quality. No station achieved very good quality in any ofthe subsections.
Fig. 3. Status of each riparian attribute assessed by the QBR in the 24 study-sites ofthe Gallo river.
The PCAQBR explained 81.5% of the total variance in the first twoaxes (Table 1A). The first axis is defined positively by total QBR, foursections that comprise it, and by altitude, in the last case, expressingthe dependence on the quality of the riparian forest (strong posi-tive correlation). The second axis is defined positively by the scoretype and negatively by the geo-morphological type (Table 1A). Themanagement of the samples in the plane defined by axes I and IIis shown in Fig. 5, which shows that the lowest values of qualityare achieved in the lower areas of the river, while the Gallo riverheadwaters have better riparian quality.
The same result is reflected in the PCARQI (Fig. 6). This analysisexplains 76.2% of the total variance in the first two axes (Table 1A).The first axis is defined positively by total RQI, width dimension,natural regeneration, longitudinal continuity, bank conditions,composition and structure of riparian vegetation, substratum andby altitude (strong positive correlation as in QBR analysis). Thesecond axis is defined positively by lateral connectivity and thecomposition after the bank (Table 1A).
Fig. 7 shows the diagram of the PCA of both indexes. The lengthof the arrows indicates the strength of the variable in the dimen-sionality of the solution, and they point in the direction of thegradient.
QBR1 and QBR2 were the components with the greatest influ-ence on the total value of the index (rQBR1 = 0.947, rQBR2 = 0.938;p < 0.01), and RQI1, 4 and 5 were those that give greater weight tothe total value of RQI (r1 = 0.928, r4 = 0.917 and r5 = 0.869; p < 0.01).The correlation between the two indexes was 0.854 (p < 0.01).Considering the specific components of each index and comparingthem, it can be seen that the QBR1 and RQI2, both evaluate the cov-erage of riparian vegetation, having a strong correlation (r = 0.680,p < 0.01). The same occurs in the case of QBR2 and RQI1 (r = 0.707,p < 0.01), which evaluate the structure of the vegetation cover.
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Fig. 4. Status of each riparian attribute assessed by the RQI in the 24 study-sites of the Gallo river.
3.2. IHF index
Almost 60% of the sampling stations reach values between poorand bad quality, while 25% of them are of good quality. More than16% reach fair quality, and none of them reach the maximum value(very good quality). Only one sampling station reached the valuesstated in the reference conditions (IHF = 72).
On the other hand, the graphical representation of the indexvalues versus altitude (Fig. 8) shows an increase in quality withincreasing altitude (rIHF = 0.723; p < 0.01). We emphasize that in thelast points (headwaters area) there is a slight decrease in the rate.
The PCAIHF, performed on a matrix of 24 sampling stations,explains 74.6% of the total variance in the first three axes (45.6%in the first, 16.2 in the second and 12.7 in the third one). Thefirst axis was defined positively by total IHF, the riffle embedded-ness or sedimentation in pools (IHF1), the substrate composition(IHF3), the shading of stream bed (IHF5), the aquatic vegetationcover (IHF7) and by altitude. The second axis was defined posi-tively by the flow velocity/depth regime (IHF4). The last one wasformed positively by the riffle frequency (IHF2) and negativelyby the elements of heterogeneity (IHF6) as was summarize inTable 1B.
Fig. 5. Interpretation of PCA results according to QBR.
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Fig. 6. Interpretation of PCA results according to RQI.
Fig. 7. PCA ordination diagram showing the distribution of the QBR and RQI sub-indexes in the space represented by the first two axes, which explained % of the datavariability. Only those with loadings >0.25 have been considered for interpretation.
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Fig. 8. The spatial distribution of the IHF index.
The subcomponent that most influences the total value of IHFwas the IHF1 (r = 0.849; p < 0.01), and taking into account the ripar-ian quality indexes, there was almost no difference between them(coefficient of correlation between IHF and values of both indexes,rQBR = 0.787, rRQI = 0.704; p < 0.01).
4. Discussion
In all cases evaluated in this research, lower quality indexeswere obtained at the mouth of the river Gallo, gradually increasingto the maximum values at the headwaters (high correlation withaltitude). This is due to increase of human presence in these areas asVannote et al. (1980) explain. In particular, the Gallo river involvesthree different areas. The mouth is in the urbanized nucleus whoseconstruction is very close to the river. All this justifies the bad qual-ity of the riparian area, the relationship between the elements ofeach index and the habitat degradation. As we advance upstream,the river crosses numerous grasslands, farmland and small ham-lets. It is an area that has diversity in the state of riparian habitat,depending on the particular condition that can be found at the sam-ple station. In studies conducted by Souza et al. (2013) there wasevidence that the range of forest structure variables (equivalent toour QBR2) showed a wide variation in rural low-order streams. Inthose sections of the river where the riparian vegetation is dimin-ished for these reasons, the river is more exposed to pesticides,fertilizers, etc., which may be a deciding factor in the reductionand alteration of the biodiversity of these characteristic ecosys-tems (Fernandes et al., 2014; Maltby and Hills, 2008; Vischetti et al.,2008). For this reason, when the fieldwork was designed, we triedto establish the stations as representative of the river stretch aspossible.
Finally, we arrived at the spring of the river Gallo, at the highestpoint of its course where human intervention has not taken effect.These forests are unproductive for crops, very cold for the estab-lishment of a village and also very difficult to access. Therefore, theriparian forest is in its natural state and the riverbed as well.
The fluvial habitat index had a high correlation with the qual-ity of the riparian forest (RQI and QBR); it showed higher values inthe headwaters of the rivers, for the same reasons given above. IHFevaluates the structural complexity of habitat, but its design anduse has been in Mediterranean rivers. Moreover, its authors haveconsidered the possible adaptation and improvement of the index(Pardo et al., 2002). Since then, other researchers have success-fully used it (Diaz et al., 2008; Aparicio et al., 2011; Urrea-Clos andSabater, 2012). Nevertheless, Fernández et al. (2011) detected thatthis index does not record artificial structures, an essential issue inthe alteration of these ecosystems. We consider that the requiredmeasures of river restoration may not found within the riverbeditself (except in very specific cases), but in the riparian forest and
its banks. Therefore, carrying out the necessary measures at thesepoints, all the components of the river will be enhanced accord-ingly. Considering IHF index as an indicator in river restoration,it does not provide the information necessary for the subsequentdesign of restoration and conservation measures. It could be usedas a complement to assess the impact of measures taken in the riverhabitat.
The QBR and RQI indexes have been successfully applied inSpain and in other countries, adapting to their characteristics(Acosta, 2009; Navarro-Llacer et al., 2010). In particular, in thestudy conducted by Barquín et al. (2011), the QBR and RQI indexeswere compared in order to evaluate riparian quality in referenceversus non-reference sites in Cantabrian rivers, and they concludedthat RQI performed slightly better than QBR. On the other hand,Fernandes et al. (2014) have obtained similar results with RQI andQBR. In our analysis, we concluded that, although both present agreat relationship, QBR index fits better as an indicator of the eco-logical state of the river ecosystem, more specifically of the riparianforest, which affects all elements of the ecosystem.
A weakness that has been identified by Garófano-Gómez et al.(2011) in the QBR index is related to the percentage of cover in theriparian area. They defended that this variable is not always relatedto the natural status of a riparian zone. The example they discussedis below a dam, where the cover increases in many cases as a con-sequence of flood regulation and vegetation encroachment. In thecase of our study area, when we found a dam, the coverage had cer-tainly increased, so the QBR1 had a high value and the QBR4 had alower value (because of the existence of artificial structure). Hence,the existence of the dam is evaluated in QBR4 independently, andit has not influence in the evaluation of the remaining subsectionsof the index, because each one evaluated different elements.
On the other hand, Suárez et al. (2002) concluded the need toestablish the potential riparian forest for each type of river andfunction of natural stress. In our case, the QBR index should onlybe modified in the list of native and invasive species (the originalis for Mediterranean rivers).
The QBR index, in its overall assessment, is an indicator thatgives us the necessary information regarding the urgency ofrestoration, i.e., if it gives us a value below 50, there is an imminentneed for recovery; if the value is over 90, in this case conservationwill be a management measure. After a first global analysis, it wouldbe required to analyze each of the elements of the index separately,as indicators of different elements (total riparian vegetation cover,vegetation cover structure; vegetation cover quality and river chan-nel alterations). If we have a low score on the QBR1 the mainproblem is a low density of riparian forest and/or a connectivityproblem with the adjacent forest. Therefore, specific measures maybe designed in this case, such as reforestation with native species,as well as strengthening the ecological corridor function. If the lowscore is in the QBR2, the problem may be the presence of linearreforestation, the distribution of trees in patches, which can besolved by restocking of deforested areas, improving the connec-tion between trees and shrubs (among other measures). The QBR3is an indicator of the presence of indigenous trees, layout gallery,etc. Finally, if the QRB4 has a low score, human interventions thatalter the river channel should be analyzed. To study the technical,economic and administrative feasibility of the demolition of theobstacle would be the next step.
5. Conclusion
The application of these three indexes is relevant if the require-ments of WFD are taken into account. It demands the assessmentof the ecological status of the river, particularly the determi-nation of riverine hydromorphological quality. To achieve the
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main objective of this directive, it is important that these indexesare used before any restoration action, to know the real stateof the river to subsequently propose the necessary measures.But, it is also essential to use them as indicators of the evolu-tion of restoration measures undertaken. These indexes could beused as indicators by the engineers who design these restorationprojects, as well as by the managers of these kinds of ecosys-tems, to study the evolution of the measures implemented. Itcould be a practical tool for the entire process of restorationand conservation of riparian forest, and consequently of the riverecosystem.
Acknowledgments
The authors are grateful for the financial support from Augasde Galicia, Xunta de Galicia (Research Project “PLAN UMIA”). Weare grateful to Martina Furones who has helped in the fieldworkand Fran Abilleira in the GIS analysis. We thank Professor MartynRich (Language Centre, University of Vigo) for revising the Englishversion.
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CAPÍTULO 5
Caracterización de la calidad del bosque de
ribera del río umia para una propuesta de
restauración
[ 87 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
ResumenLos bosques de ribera ejercen un importante efecto de “filtro ecológico” en el ecosistema fluvial, reteniendo partículas y nutrientes provenientes de la escorrentía de las tierras adyacentes. Para garantizar dicha función, entre muchas otras que ejercen estas áreas, la conservación y restauración de la vegetación de ribera es crucial. En investigaciones pre-vias se evaluó el índice más adecuado para la gestión de espacios fluviales, concretamente para la restauración y conservación de los mismos, resultando el índice QBR (índice de Calidad del Bosque de Ribera) el más adecuado para dicho propósito. Por lo tanto, en este trabajo se llevó a cabo la evaluación de la calidad y estado del bosque de ribera a través del índice QBR en el tramo alto del río Umia, donde se evaluaron un total de 55 estaciones de muestreo. Esta metodología se aplicó con el objetivo de trasladarla a futuros proyectos de restauración fluvial, como herramienta de apoyo en la gestión de los espacios fluviales, y como pilar fundamental en la toma de decisiones cuando las riberas requieran ser res-tauradas.
Los resultados de la aplicación de este índice indican que existe un claro deterioro de las orillas desde el embalse de A Baxe (tramo medio del río) hacia la cabecera del mismo. Como desarrollo complementario, se realizó una zonificación de las orillas estudiadas, a cuyas áreas definidas se establecieron diferentes niveles de urgencia de acción, conclu-yéndose que el 64% del área ribereña necesita acciones de recuperación, mientras que más del 16% precisa actuaciones de restauración y más del 18% son tramos de conserva-ción. Este método ofrece una solución útil y práctica a los problemas ambientales en los ecosistemas fluviales, especialmente para la planificación y gestión del paisaje ribereño.
Palabras clave
Planificación forestal; índice QBR, ecosistemas ribereños, restauración fluvial.
Cita de la publicación: Valero, E., Picos, J., & Álvarez, X. (2014). Characterization of riparian forest quality of the Umia River for a proposed restoration. Ecological Engineering, 67, 216-222.
Capítulo 5. Caracterización de la calidad del bosque de ribera del río umia para una propuesta de restauración [ 88 ]
Ecological Engineering 67 (2014) 216–222
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Ecological Engineering
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Characterization of riparian forest quality of the Umia River for aproposed restoration
Enrique Valero, Juan Picos, Xana Álvarez ∗
AF4 Research Group, Engineering Department of Natural Resources and Environment, Forestry Engineering College, University of Vigo,Campus AXunqueira s/n., 36005 Pontevedra, Spain
a r t i c l e i n f o
Article history:Received 10 October 2013Received in revised form 16 February 2014Accepted 31 March 2014Available online 4 May 2014
Keywords:Forest planningQBR indexRiparian ecosystemRiver restoration
a b s t r a c t
Riparian forests have an important greening filter effect, retaining particles and nutrients from runoffor subsurface waters. To provide this function, among many others, the conservation and restoration ofriparian vegetation is crucial. In this paper, the evaluation of the quality and condition of the riparianforest was carried out through “Riparian Forest Quality” index on a stretch of the Umia River. A total of 55sampling stations were evaluated. This methodology was applied for decision making in the zoning of thebanks. The results indicate that there is clear deterioration of the banks from the reservoir (middle stretchof the river) to the headwaters. Finally, different levels of performance were defined, 64% of the riparianarea needs recovery actions, while more than 16% of riparian area needs reinstatement actions and over18% are conservation stretches. This method provides a useful and practical solution to environmentalproblems in river ecosystems, especially for planning and landscape management.
© 2014 Elsevier B.V. All rights reserved.
1. Introduction
The conservation of biological diversity and the sustainability ofnatural resources are critical (Levin et al., 2013). These are affectedby the destruction and degradation of natural habitats, whichare provoked by anthropogenic activities such as demographicchange, economic activities (industry, agriculture and tourism),urban development and land use (Sliva and Dudley Williams, 2001;Li et al., 2009).
In particular, land-use change has been identified as the mainproblem of biodiversity change (Adeel, 2005; Jetz et al., 2007),leading to the modification and loss of habitats, which then affectbiotic communities and may lead to changes in species richness,species composition and species relative abundance (Pereira et al.,2012). This phenomenon occurs especially in stream banks and inthe adjacent lands (considering its characteristics suitable for agri-culture and livestock). Consequently, these lands and the riparianareas are modified and altered (Cushing et al., 1995).
The riparian environment supports a zone of vegetation thatis usually structurally and floristically different from neighborhabitats with which it intergrades (Vannote et al., 1980; Bennett,
∗ Corresponding author. Tel.: +34 986 801 959; fax: +34 986 801 907.E-mail addresses: [email protected] (E. Valero), [email protected] (J. Picos),
giaf4 [email protected] (X. Álvarez).
1999). It is an important element of these kinds of ecosystems,providing many ecological benefits; (1) habitat for wildlife; (2)hydrologic regulation and water quality; (3) filters for sedimentsand nutrients; (4) to stabilization of stream banks and beds and (5)the regulation of water temperature (Bertoldi et al., 2011; Puseyand Arthington, 2003; Stevaux et al., 2013). In this sense, the WaterFramework Directive (WFD) of the European Union (EuropeanCommission, 2000) determines the quality indicators for classifica-tion of the ecological status of rivers. An indicator that it takes intoaccount is the structure and condition of the riparian zone, besidesinfluencing other indicators like thermal conditions, nutrients, etc.as already highlighted above. The EU Directive on the Assessmentand Management of Flood Risks (European Commission, 2007)encourages river restoration as a tool to reduce the risk of floods.Furthermore, since 2012, the EU has been working on the newstrategy on the use of water resources, the Blueprint. The objectiveis to ensure good quality water for human needs, economicactivities and the environment (European Commission, 2012). Itunderlines that the pressure from agriculture and flood protectioncan be mitigated or prevented by developing buffer strips, with theaim of ensuring the biological continuity between rivers and theirbanks; and encouraging the establishment of green infrastructure(European Commission, 2012).
Depending on the type of intervention needed in riparian areas,there are several examples of these green infrastructures, identi-fying the main ones and in accordance with (Waal et al., 1998;
http://dx.doi.org/10.1016/j.ecoleng.2014.03.0840925-8574/© 2014 Elsevier B.V. All rights reserved.
[ 89 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
E. Valero et al. / Ecological Engineering 67 (2014) 216–222 217
Anthony, 2002; Mitsch and Jørgensen, 2003): (1) restoration, tryingto achieve a good ecological status of the river; (2) rehabilitation,taking into account the limitations given the pressures; (3) reme-diation, when the level of degradation is severe; (4) enhancement,when the actions are focused on esthetic enhancement; (5) mit-igation, pursuing moderation or reduction of the intensity of thenegative effects; and (6) replacement, substituting an ecosystemfor another equivalent.
Therefore, there is a clear need for restoration with the aimof maintaining the ecological services of these ecosystems (Giller,2005; González del Tánago and García de Jalón, 2007). The over-all objective of this particular action is to return these ecosystemsto their most natural state possible or equivalent (Helfield et al.,2012; Stella et al., 2013). Specifically, depending on the type ofproject (based on initial conditions), the partial objectives are: (1) torestore fluvial processes (Hupp and Osterkamp, 1996; Osterkampand Hupp, 2010), so that the river regains its natural or referencedynamics (Dufour and Piégay, 2009), (2) to make the river increaseits resilience; (3) to establish a compatible system with land useand society (González del Tánago and García de Jalón, 2007); (4) torestore the natural landscaping beauty; and (5) to implement theWFD.
There are several riparian ecosystem restoration projects andresearch works; (Stromberg, 2001) assesses various ways in whichriparian plant communities can be restored by naturalizing ecologi-cal processes, in the south-western United States; (Meli et al., 2013)selected species for riparian restoration (Southern Mexico). (Biggset al., 1998) described the short-term effects of river restorationon the wetland macrophyte and aquatic macroinvertebrate assem-blages of two rivers (R. Brede in Denmark and the R. Cole in UK) inan EU-LIFE demonstration project; (Forget et al., 2013) investigatedthe potential for natural regeneration of trees on river banks afterpassive restoration (Normandy, France). The Spanish Ministry ofthe Environment developed in 2006 a National Strategy for RiverRestoration. At the same time, many restoration projects have beenconducted, and sixty of them have been evaluated in terms of statedobjectives and pressures and implemented restoration measures(González del Tánago et al., 2012). For example, an evaluation wasmade of the development of two experimental plots where restora-tion of dominant riparian plant species (Almería, Spain) (Salinasand Guirado, 2002); Beguería et al. (2009) identified the impli-cations of hydrologic and landscape change for restoration andmanagement, in the Middle Ebro River (NE, Spain).
In this paper, the “Riparian Forest Quality” (QBR) index (Munneet al., 2003) has been evaluated and applied for riparian forestplanning on a stretch of the Umia River (NW Spain). Specifically, aproposed of zoning has been developed for riparian areas by settingdifferent levels of action.
2. Materials and methods
2.1. Study area
The Umia River is situated in the southwest of Galicia, and itsbasin includes 440.4 km2. It has a total length of 70 km, its flow is16.2 m3/s, and it flows into the Atlantic watershed of Galicia (Xuntade Galicia, 2008). The climate in the area is oceanic: the averageannual rainfall is 1500 mm and the average temperature is 14.8 ◦C(Carballeira et al., 1983; Martínez Cortizas and Pérez Alberti, 2000).Consequently, the period of highest flow is from December to May,and minimum occurs in August (Galicia, 2008; Hilty et al., 2006).
The series of potential vegetation of the area according toRivas Martinez and Gandullo (1987) comprises two different belts(depending on climate ones): the coline and montane vegetation
belts. This division is due to altitudinal thermal gradient, so we findthe coline from sea level to 500 m of altitude, and above this altitudewe find montane. Specifically, the series of potential vegetation ofthe montane belt is “montane acidophilic galician-portuguese veg-etation series of Quercus robur” (Vaccinio myrtilli-Querceto roborissigmetum), and “coline acidophilic galician-portuguese vegetationseries of Q. robur” (Rusco-Querceto roboris sigmetum) for the colinebelt. The main species of the series is Q. robur, and both series aredefined as “acidophilic oak woods”. The difference between thesetwo series is found in the associated oak vegetation, which is differ-ent (Ruscus aculeatus, Pyrus communis, Physospermum cornubiensein coline series, while in montane one the Q. robur is associatedwith Betula celtiberica).
In particular, the study area was a river bed, therefore thevegetation in these particular sections corresponds with the asso-ciation Galician-Asturian Valeriano pyrenaicae-Alnetum glutinosa. Inthe fieldwork we identified the actual vegetation in the study area,we founded that the gallery forests consist of oak (Q. robur), blackalder (Alnus glutinosa), willow (Salix atrocinerea), hazel tree (Cory-lus avellana), elder (Sambucus nigra) and ash (Fraxinus sp.) amongother arboreal, shrub and herbaceous species listed in Table 1. Theecological importance of these systems is known by the designa-tion of some riparian formations as priority habitat in Directive92/43/EEC as alluvial forests of A. glutinosa and Fraxinus excelsior(code 91E0) (European Commission, 1992).
In addition, the Umia ecosystem, like many other rivers inEurope, has been impacted on by human activities as land-usechange (Crooks and Sanjayan, 2006; Hilty et al., 2006); agricultureand plantations and pastures (González del Tánago and García deJalón, 2007).
According to Directive 2006/44/EC (European Commission,2006), the Umia stream supports or becomes capable of supportingfish belonging to species such as salmon (Salmo salar), trout (Salmotrutta), or other species in other areas of Europe. It has been classi-fied as salmonid waters (Ministerio de Medio Ambiente, 2004) Onthe other hand, the stretch of the river has been classified as CEDEXtype 21: Cantabric Atlantic siliceous rivers (Augas de Galicia andConsellería de Medio Ambiente, 2010).
The Umia River Basin has a high rate of population dispersion.There are 184 villages: 70% have 50 inhabitants and only 2 villageshave more than 500 inhabitants (Instituto Galego de Estadística,2010). The Umia River supplies more than 100,000 inhabitants.
Our study focuses on a stretch of river Umia, specificallyupstream of A Baxe reservoir, in Caldas de Reis, as shown in Fig. 1.
2.2. Riparian areas sampling
For a better characterization of the riparian areas, a betterassess of the QBR index, as well as for subsequent land zoning,we divided the river stretch under study in 25 different sectors(Fig. 1).
We selected a total of 55 sample stations of 150 m along thestretch of the riparian Umia River (upstream from the reservoir).Each sampling stations were selected based on factors such as;peculiar river systems, alterations by human activities, undisturbedareas, etc.; and they were positioned (UTM coordinates) witha GPS GPSMAP 60CSx (Garmin, Olathe, KS, USA) and describedwith pictures taken. Specifically, the objective was to use thesephotos as a support for subsequent characterization of the samplingpoints.
The fieldwork period for sampling extends from February 2012until the end of the same year. It consisted in evaluated the QBRIndex, and each component of it (next Section 2.3). Specially, wedid and inventory of native, non-native and invasive species (treesshrubs, etc.) which were present in the riparian areas.
Capítulo 5. Caracterización de la calidad del bosque de ribera del río umia para una propuesta de restauración [ 90 ]
218 E. Valero et al. / Ecological Engineering 67 (2014) 216–222
Table 1Arboreal, shrub and herbaceous species present in the study area.
Scientific name Origin (Amigo, et al. 2009) Scientific name Origin (Amigo, et al. 2009)
Acanthus mollis Non-native Juncus effusus Non-nativeAcer pseudoplatanus Non-native Luzula sylvatica subsp.henriquesii Non-nativeConium maculatum Non-native Mentha pulegium Non-nativeIlex aquifollium Native Mentha suaveolens Non-nativeHedera hélix Non-native Laurus nobilis NativeAlnus glutinosa Native Acacia dealbata Exotic, invasivea
Betula celtiberica Native Acacia melanoxylon Exotic, invasivea
Corylus avellana Native Cytisus scoparius Non-nativeBlechnum spicant Native Ulex europaeus subsp.europaeus Non-nativeCorrigiola litoralis subsp.litoralis Native Ruscus aculeatus NativeIllecebrum verticillatum Native Eucalipytus globulus subsp.globulus ExoticStellaria holostea Native Fraxinus excelsior NativeSchoenus nigricans Non-native Ligustrum lucidumAster squamatus Non-native Osmunda regalis NativeBidens frondosa Exotic, invasiveb Oxalis acetosella Non-nativeConyza canadensis Non-native Fumaria officinalis Non-nativeEupatorium cannabinum subsp.cannabinum Non-native Phytolacca americana Exotic, invasiveb
Filaginella uliginosa subsp.uliginosa Non-native Pinus pinaster Non-nativeGalinsoga ciliata Non-native Pinus radiata Non-nativeCardamine hirsuta Non-native Bambusa arundinacea Non nativeCyperus eragrostis Non-native Holcus lanatus NativeEleocharis bonariensis Native Polygonum hydropiper NativeErica arbórea Non-native Lycopus europaeus NativeCalluna vulgaris Non-native Ranunculus aquaticus NativeCytisus scoparius Non-native Frangula alnus NativeCytisus striatus Native Crataegus monogyna NativeCastanea sativa Native Malus domestica NativeFagus silvatica Native Malus sylvestris NativeQuercus robur Native Prunus domestica Non-nativeQuercus rubra Native Rubus sp. NativeCortaderia selloana Exotic, invasivea Sorbus aucuparia NativeDactylis glomerata subsp.glomerata Native Populus nigra NativePhyllostachys aurea Exotic, invasiveb Salix alba NativeSaccharum officinarum Native Salix fragilis NativeAesculus hippocastanum Native Ailanthus altissima Exotic, invasivea
Pteridium aquilinum Native Datura stramonium NativeJuglans regia Native Solanum nigrum Non-nativeJuncus acutus Non-native Vitis sylvestris Non-native
a Spanish Catalog Invasive Species.b List of potentially invasive exotic species according with the Real Decreto 1628/2011 of 14 November, which regulates the catalog of Spanish invasive exotic species.
2.3. QBR index
To estimate the quality and condition of the riparian forest theQBR index has been chosen. QBR index develops a methodologythat integrates biological and morphological aspects of the riverand its floodplain and this is used to assess the vegetation. Anotherof the advantages is that its application meets the requirementsspecified thereon for preliminary characterization cited in AnnexV of the WFD. The protocol followed for the implementation of QBRindex described in (Munné et al., 2003).
This value is calculated by adding up the scores of four com-ponents: (a) total riparian cover, determined by the cover of trees,bushes, shrubs or helophytes and connectivity between the ripar-ian forest and the woodland, (b) cover structure, which dependson total tree cover (%) and the cover of shrubs and other vege-tation in the under-storey, Instead of considering indigenous andinvasive species from the index itself (for Mediterranean rivers),we adapted original index for use in riparian forests of southwestof Galicia (Spain). Specially, we changed the list of these speciesaccording with Galician rivers (Table 1). (c) Cover quality, whichlargely depends on the geomorphology of the riparian area and thenumber of native tree species, and (d) channel alteration, whosescore is shaped by the presence/absence of human-induced modi-fications to the channel (Munné et al., 2003).
Each component can score up to 25, thus the maximum valueof the QBR index can be 100. The score of each part cannot
be negative or exceed 25 (Munné et al., 2003). It is the sumof four scores, based on four aspects of riparian quality. Eachaspect is initially scored with one of four values: 0, 5, 10 or25; intermediate values cannot be scored. This initial score isthen adjusted according to additional criteria established in thelower part of each of the four sections. Each criterion in theform must be considered, and more than one criterion may beapplicable.
In the field work carried out, this index was assessed at eachsampling station (55 in total) established in the previous section(Riparian vegetation sampling), as well as each component of theindex, and was compared with the reference conditions in moun-tain rivers according with Ministerio de Medio Ambiente, MedioRural y Marino (2008).
2.4. Statistical analyses
The statistical analyses were carried out using SPSS Statis-tics v19 software. Specifically, we applied a principal componentanalysis (PCA) on a matrix of 55 sampling stations 8 variables:QBR index, elevation, total riparian cover, coverage structure,cover quality, naturalness of the banks, geomorphic type andtype score, all derived from the index itself (except the alti-tude). This method is to analyze whether any of them have moreinfluence or better explains the variations in the quality of thebanks.
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Fig. 1. Map of the Umia River Basin, upstream of Reservoir A Baxe (Caldas de Reis). River division in 25 sectors.
3. Results
3.1. QBR index
Fig. 2 shows the distribution of the total number of samplingstations according to their range of quality for the QBR index. 20%(11 stations) of the stations have good quality values (QBR > 75),although the poor and bad quality ones (QBR < 50) exceed 34.5%(19 sampling stations). In the other hand, 45.5% (25 stations) werebetween 50 and 75.
Only 3 sampling stations (8, 13 and 30) of the 55 samplingstations, reaching values of reference conditions (QRBref-cond = 94,according with Ministerio de Medio Ambiente, 2008).
The spatial distribution of the index values shows a decrease inquality from the reservoir to the headwaters (coefficient of corre-lation between altitude and QBR value, r = −0.560, p < 0.01).
Fig. 2. Number and percentage of sampling sites over the total number sampled ineach quality class according to the QBR index.
However, the connection between the altitude and the indexvalues (Fig. 3) show a relatively uniform distribution of the samp-ling points in all range QBR.
3.2. Statistical analyses
The principal component analysis (PCA) was performed on amatrix of 55 sampling stations. This analysis explains 87% of thetotal variance in the first three axes (Table 2).
The first axis is defined positively by Total QBR, and threesections that comprise it: coverage (QBR 1), structure (QBR 2),naturalness (QBR 3), and negatively by altitude, expressing thedependence on the quality of the riparian forest (strong and inversecorrelation). The second axis is defined positively by the geomor-phological type and negatively by the score type, discriminatingheader stations of the lower sections (near the reservoir). Finally,
Fig. 3. QBR values and altitude (m) of the studied sampling sites.
Capítulo 5. Caracterización de la calidad del bosque de ribera del río umia para una propuesta de restauración [ 92 ]
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Table 2Cumulative variance and eigenvalues for the first three axes of the PCA performed onthe whole data matrix. % variance explained by the three first components and thecorrelation coefficients between initial variables and between axes are also shown(the eigenvalues of less than 0.25 have not been included).
1 2 3
% Variance explained 55,707 19,516 12,380% variance 55,707 75,223 87,603
1 2 3
Altitude −0.717 0.279QBR 1 0.765 0.428 −0.331QBR 2 0.884QBR 3 0.929QBR 4 0.576 0.796QBR total 0.909 0.391Type geomorphology −0.687 0.635 −0.282Score Type 0.640 −0.674 0.253
Source: Own elaboration from data obtained.
the third axis was defined positively by the degree of naturalnessof the river stretch (QBR 4).
The management of the samples in the plane defined by theaxes I and II is shown in Fig. 4. The analysis organizes the stationsin terms of quality ranges for Total QBR index.
3.3. Zoning proposal
Zoning was based on the level of performance required in eachsection of the river. This level was established as the differencebetween the current state of riparian forest and its theoretical nat-ural state according with the Reference conditions in Ministerio deMedio Ambiente (2008).
Sections were defined according to the type of action to take:(1) conservation (QBR > 90), in the event of the state of the riparianvegetation being good, or close to optimal. Therefore, the natu-ral evolution of this forest is better than taking any action on it.(2) Recovery (QBR 55–90), when the riparian forest is degradedand vegetation cover is disturbed. Specific action will be necessarysuch as removing invasive (Acacia dealbata, Acacia melanoxylon,Eucalipytus globulus and all species that are cataloged as invasive in
Fig. 4. Interpretation of PCA results according to riparian quality classes.
Table 3Total surface of the different levels of performance depending on climate floorbelonging to each stretch.
Action type Total area (ha) Coline floorarea (ha)
Montane floorarea (ha)
Conservation 7.5Recovery 12.08 11.05 1.03Reinstatement 21.33 15.50 5.82No action 0.37
Source: Own elaboration from data obtained.
the Real Decreto 1628/2011 of 14 November, which regulates thecatalog of Spanish invasive exotic species), waste removal, etc., allmeasures that help the vegetation to recover naturally until there isenough to consider mass regeneration in good condition or close tooptimal. It will be essential to conduct bioengineering techniques(krainer, fascine, etc.). (3) Reinstatement (QBR < 50), in areas wherethe riparian forest is totally destroyed or it is so unstructured thatresetting is required. In addition to the actions described above in“Recovery”, reforestation of the riparian forest with species native(according with Table 1) will also need. (4) No action (regardless ofQBR); as its name suggests, no action will take place in these areasgiven their impossibility (difficult access, urban areas, etc.).
Each sector is zoned according QBR index (Fig. 5). 55 stretcheshave been zoned, of which 64% are of Recovery, more than 16%belong to Reinstatement and over 18% are Conservation stretches.Area values are given in Table 3.
The sections of Reinstatement are located mostly in the upperparts of the river (bad and poor quality), while Recovery sections arein the middle sections of the river. Conservation zones correspondto areas around the reservoir and areas of high slopes (where thereis no human activity).
4. Discussion
The degradation of riparian areas is stronger toward the head-waters. This phenomenon is caused by the strong pressure ofagro-livestock activities. In most riverine settings, habitat qualityincreases as one progress upstream to the headwaters (Vannoteet al., 1980), the river continuum concept relies upon this. Usually,the degradation of banks is more intense in the lower parts of therivers than in their headwaters; this is due to increased humanpressure in these areas (Sirombra and Mesa, 2012; Stella et al.,2013) (among other factors).
The entire surface of the Umia River Basin (upstream of thereservoir), covers about 19,000 ha, 10,000 ha are agricultural area(UAA), calculated as the sum of the areas of pasture, grassland, fod-der crops and annual crops of each the towns, according to dataprovided by the Land Information System of Galicia (2001).
Agricultural and livestock activities are very important in ruralareas of the reservoir basin A Baxe and are deeply related to eachother. According to data provided by Aguas de Galicia, the Agri-cultural Research Center of Mabegondo and by the Agriculturaland Phytopathological Laboratory of Galicia (Ministry of Agricul-ture Fisheries and Food and Environment), agriculture dedicatesalmost its entire surface to dry crops, and to fodder, which willthen be used to feed livestock. It is remarkable that in all towns,the percentage of land that is intended for grazing is more than50% of the UAA, exceeding 70% in same towns.
Since the land use changes that have taken place during thecenturies, the composition of the riparian forest has been modi-fied, for example, when the meadows were abandoned to becomeforest lands, these lands were reforested with plants of rapidgrowth such as eucalyptus. So that the species was introduced inthe riparian forest. This led to the introduction of non-native and
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Fig. 5. Model example of a sector zoned.
exotic species, which displace native species, altering their capac-ity for regeneration and dispersion, as well as influencing in thewildlife that lives in these ecological corridors. Another influencehas been the destruction of the riparian forest by farmers in orderto maximize the surface. These two cases are clear examples ofthe modification of the structure and composition of the riparianforest.
Taking into account the problems affecting our study area, it isnecessary to carry out actions to restore riparian forest and to coun-teract the negative effects of deterioration. The phenomenon thatmost affects the study area is the strong pressure of agro-livestockactivities. This has been proved with the QBR index calculation,which shows that the areas of the headwater are of poorer quality(livestock land). Consequently the most urgent actions are carriedout in these areas (Reinstatement).
Awareness of stakeholders (farmers, owners, etc.) is the mosteffective solutions. The information and training of them by theGovernment helps to avoid part of the problem. The measures thatwere proposed in this manuscript will be not an immediate solutionof the deterioration and pollution from livestock activities, but itwill be in a few years (5 years later of measures), when the riparianforest begins to fulfill its role of “green filter” to the river (Bertoldiet al., 2011).
5. Conclusion
The application of the QBR index to assess the quality of thebanks of a river in northern Spain has an advantage over othersimilar studies because the higher number of sampling stations(55) in a single river. Furthermore, it has proved successful for thesubsequent zoning, a methodology easier to perform and a prac-tical application especially designed for planning and landscapemanagement.
This model of river restoration is relatively economical and easyto apply, and can be of great interest to different stakeholders.Owners of land near the rivers will benefit by reducing the levelof erosion, and they will benefit from flood risk reduction, greaterecological value, etc. Fishermen will benefit from the increasedquality of the ecosystem and water where they fish. Urban popula-tions who consume water from rivers will benefit, and all who maybe affected positively by an increase in the ecological value of theecosystem, and all those factors that may include (water quality,drinking water consumption, eutrophication, pollution, etc.).
We concluded that our method could be useful in other ripar-ian ecosystems, considering that the method selected depends onthe main objectives. Other criteria could be considered in the zon-ing process in different conditions (urban areas, recreational areas,mountain, etc.).
Acknowledgments
The authors are grateful for the financial support from theAugasde Galicia, Consellería de Medio Ambiente, Territorio e Infraestruc-turas, Xunta de Galicia, Xunta de Galicia (Research Project “PLANUMIA”; available online: http://augasdegalicia.xunta.es/docs/DocSintesePlanUmia.pdf).
The authors declare that the experiments comply with the cur-rent laws of the Spain in which we were performed.
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CAPÍTULO 6Discusión general
[ 97 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Los ecosistemas fluviales se encuentran cada vez más afectados por diferentes factores derivados del desarrollo de la actividad humana. En particular, estos ecosistemas han sido alterados por las presas y embalses construidos, por la canalización de algunos de sus tramos, por la reducción de su caudal, por el cambio del uso del suelo (Adeel et al., 2005; Nilsson et al., 2005; Jetz et al., 2007; Santos et al., 2015; Junior et al., 2015) y por la con-taminación de sus aguas debido a diferentes orígenes. Todo ello promoviendo alteraciones de la calidad del hábitat fluvial en general.
En este sentido, la gestión de dichos recursos naturales acuáticos, desde el punto de vista ambiental, inicialmente estaba centrado en la calidad del agua y en la protección de las especies. En la actualidad, se ha mejorado y evolucionado con el nuevo objetivo en la po-lítica europea del agua, hacia el mantenimiento de la salud de los ecosistemas (Comisión Europea, 2008). La DMA representa un avance importante, en el sentido de que recono-ce la importancia de lograr una buena calidad ecológica del agua, así como la conservación de los ecosistemas acuáticos, y no menos importante, en las zonas riparias.
Teniendo en cuenta la importancia de dichos recursos, así como los problemas ambien-tales que afectan negativamente a su estado de conservación, en el presente trabajo se ha centrado en uno de los problemas más importantes que actualmente afecta a dichos ecosistemas: la eutrofización de sus aguas.
La Comunidad Autónoma de Galicia cuenta con más de 10.000 ríos y arroyos con una superficie superior a las 11.400 ha (Membiela et al., 1991) que, junto con las zonas de inundación y las zonas altas, comprenden corredores ecológicos de gran valor económico, social, cultural y ambiental (Bernard y Tuttle, 1998). Dichos corredores son ecosistemas complejos que incluyen una fauna, flora, microclima y una serie de condiciones especiales interrelacionados entre sí, y dependientes entre ellos. En consecuencia, se ha circunscrito la investigación al embalse de A Baxe (río Umia).
El río Umia se ha designado en numerosas ocasiones y en diferentes estudios, como uno de los ecosistemas fluviales más alterados de Galicia, además de carecer de estrategias específicas o sistemas de recuperación y/o conservación del mismo. Este ecosistema se ha visto afectado durante los últimos cuarenta años con la construcción de presas y centrales hidroeléctricas, con la correspondiente reducción del caudal ecológico, la instalación de industrias en sus riberas, accidentes ambientales (Brenntag en 2006),
Capítulo 6. Discusión general [ 98 ]
la eliminación de los bosques, la erosión del suelo, etc., afectando considerablemente dicho ecosistema.
Todo ello ha acentuado el proceso natural de eutrofización, haciendo que este se vea acelerado, modificando el ecosistema como consecuencia de las alteraciones sufridas. Teniendo en cuenta que es un proceso relativamente “nuevo”, el conocimiento sobre el mismo es ciertamente limitado. Por este motivo, se estima como un campo clave en la investigación científica internacional más reciente, dada la importancia adquirida al tra-tarse de un fenómeno de contaminación que afecta al ecosistema fluvial en general, con relación directa con las actividades humanas.
En consecuencia con lo anterior, se han estudiado y evaluado los factores que afectan a di-cho proceso (capítulo 2), así como el análisis de cómo tiene lugar y qué consecuencias tie-ne para el ecosistema fluvial (anexo I). Todo ello, con la finalidad de analizar la viabilidad y la eficacia de la aplicación conjunta de técnicas y medidas de prevención (capítulos 4 y 5), así como medidas correctoras (capítulo 3), entre las que se encuentran la restauración del hábitat fluvial en el primer caso, y la eliminación de las algas verdes para la atenuación de los “blooms” en el segundo. En definitiva, se desarrolla una evaluación integral de la cuenca hidrográfica del río Umia, focalizándonos en los ecosistemas fluviales y riparios.
Discutiendo y concluyendo cada uno de los resultados, estudios y análisis que se han realizado, y como ya se ha mencionado anteriormente, las acciones humanas han causado fuertes alteraciones sobre los ecosistemas acuáticos. Concretamente, dichas actividades han tenido profundos impactos en los ciclos biogeoquímicos globales de carbono (C), nitrógeno (N) y fósforo (P) (Vitousek et al., 1997; Abell et al., 2010; Vitousek et al., 2010; Lewis et al., 2011; Paerl et al., 2011; Schlesinger, 2013 y Khan et al., 2014), añadiendo nutrientes al sistema acuático y siendo, la eutrofización, una consecuencia de ello.
El aumento de estos nutrientes aumenta el crecimiento de algas verdes propias de agua dulce, sobre todo cuando las condiciones climáticas son favorables, como la temperatu-ra (Xue et al., 2005) la radiación solar (Liu et al., 2011) y las precipitaciones. Todo ello conlleva a la proliferación de dichas algas, afectando a las condiciones físico-químicas (Alvarez Cobelas Arauzo, 1994; Lee et al., 2012).
Además, las cianobacterias son uno de los grupos más grandes e importantes que se de-sarrollan en aguas dulces, y dentro de ellas, la más común en agua dulce eutrófica es la Mycrocystis aeruginosa. Esta última es un alga tóxica que puede causar la intoxicación de animales y representa importantes riesgos para la salud humana (Falconer, 2001 y Ober-holster et al., 2004).
Debido a ello, y con el ánimo de contribuir a un modelo predictivo futuro, se ha consi-derado relevante hacer una aproximación, y conocer la evolución de la eutrofización en
[ 99 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
función de las condiciones meteorológicas, específicamente en lo que se refiere a la tem-peratura del aire, de la radiación solar y de las precipitaciones.
La predicción sobre el enriquecimiento con nutrientes ajenos a las masas de agua no es una tarea fácil, debido a la complejidad física, química y biológica de los procesos invo-lucrados (Van Griensven et al., 2006). En este sentido, la Directiva Marco del Agua de la Unión Europea insta a los Estados Miembros a monitorizar la calidad del agua, que supo-ne, en muchos casos, una herramienta útil para la gestión de la misma en los embalses. El órgano responsable de esta monitorización, Augas de Galicia, cuenta con una red de monitoreo en el embalse de A Baxe, a partir de cuyos datos se estudia la relación entre la calidad del agua del embalse y la concentración de la cianobacteria Microcystis spp.
Es por ello que el primer paso ha sido estudiar origen y la evolución de la eutrofización en función de las condiciones meteorológicas, específicamente de la temperatura del aire, de la radiación solar y de las precipitaciones, así como el análisis de la calidad del agua del embalse, correlacionándola con la concentración de la cianobacteria (Microcystis spp.).
Los resultados obtenidos mostraron que la calidad del agua en el embalse del río Umia ha ido empeorando a lo largo de los años, pero con diferencias significativas entre los pará-metros analizados. Por otro lado, los resultados de análisis de correlación sugieren que la contaminación de nutrientes de origen antropogénico es el principal problema ambiental en el embalse.
El siguiente paso, una vez conocida la influencia de las condiciones meteorológicas sobre el problema ambiental analizado, y teniendo en cuenta que los sistemas eutróficos tienen una alta diversidad de especies (encontrándose diferentes tipos de algas verde-azuladas: géneros Scenedesmus, Kirchneriella, Pediastrum, etc), resulta imprescindible el conoci-miento sobre cómo estas algas compiten entre sí. Esta afirmación se fundamenta en que dichas algas no se encuentran aisladas en el sistema, sino que se desarrollan conjunta-mente. Las investigaciones existentes en el campo se han conducido mediante la expe-rimentación de cepas aisladas, objetando que dichos análisis no recrean la realidad de lo que sucede en el ecosistema, ya que, además de competir en el desarrollo, estas algas se encuentran interrelacionadas, influyéndose mutuamente.
Con el objetivo de conocer qué algas de desarrollaban en el embalse objeto de estudio, así como esclarecer en qué medida factores como la temperatura y la luz solar afectan a la proliferación de las mismas, se ha estudiado en detalle su proceso de crecimiento. Concre-tamente, y a partir de muestras de agua tomadas del embalse en cuestión, se han cultivado las algas presentes en dichas muestras. Se ensayaron las floraciones en el laboratorio y se estudiaron variaciones en la temperatura y la luz, con objeto de comprender su influencia sobre dichos organismos. Por otro lado, se evaluó la competencia en el crecimiento de los
Capítulo 6. Discusión general [ 100 ]
diferentes algas que se encuentran en el embalse. Finalmente se analizó la liberación de toxina, concretamente la microcistina-LR a lo largo del desarrollo de las algas.
De este estudio se ha llegado a conocer que existen tres tipos diferentes de algas desa-rrollándose en el embalse de A Baxe, Scenedesmus spp., Kirchneriella sp. y Microcystis aeruginosa. A pesar de que esta última no se encontraba en la mayor proporción al inicio del cultivo, se ha comprobado posteriormente que se ha multiplicado con mayor éxito, superando a las dos competidoras restantes.
Por otro lado, a lo largo del proceso de cultivo, la liberación de la toxina ha aumentado hasta alcanzar los niveles más altos de 570 mg. g-1 en los últimos días del ensayo. Los “blooms” tuvieron lugar a temperaturas igual o superior a 28 ºC y con ciclos de luz de más horas de día, dichas condiciones se dieron durante los meses de verano, de junio a septiembre. Mientras que con temperaturas por debajo de 18 ºC las algas no muestran crecimiento.
Bajo una perspectiva más amplia cabe señalar que las floraciones naturales de estas algas se recrearon a escala laboratorio, con el fin de ayudar a la toma de decisiones sobre el suministro de agua potable, lo que estructura la coherencia de las fases siguientes de la investigación.
En armonía con ello, se conoce cómo influyen las condiciones meteorológicas en la pro-liferación de algas de agua dulce, así como cuáles son las que se desarrollan en nuestra área de estudio, cómo crecen, compiten y cuáles son las condiciones óptimas para su desarrollo, así como cuáles son las ideales para que los blooms no tengan lugar. A partir de ese conocimiento, la investigación avanzará en varias líneas. Por una parte, se proce-derá a la extracción de las algas del embalse, y su reutilización como fuente de energía. Por otra parte, se aborda una posible transferencia investigadora para la solución a dicho fenómeno, una vez las floraciones de las algas verdes se han producido. Así, se desarrollan, potenciales medidas correctoras aplicables en lagos, embalses, pantanos, etc.
Se han ensayado diversos métodos dirigidos a eliminar las algas testados por la comunidad científica. Por ejemplo, la sedimentación se ha erigido como un método eficiente para el tratamiento de aguas residuales, y no resulta muy costoso a la hora de construir la instala-ción requerida y ejecutar los procesos necesarios (Timmons et al., 2002). Pero en el caso que nos ocupa, la sedimentación de estas algas supondría un mayor aporte de nutrientes al agua. Otro método es la centrifugación, aunque, según los expertos, se considera un método muy caro cuando se trata de sistemas de producción de biocombustibles a partir de los aceites de algas (Pienkos y Darzins, 2009), y nuevamente, en los sistemas naturales objeto de este estudio resulta inviable económica y técnicamente.
Hay varios estudios recientes que prueban otras técnicas tales como la coagulación, flo-culación, electrocoagulación y electrofloculación. Matos et al. 2013 estudiaron la electro-
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coagulación con microalgas marinas; Wang et al. (2012) investigaron la combinación de alguicida y floculantes para controlar las floraciones de cianobacterias; así como Xu et al. (2010), quienes diseñaron un método de electrofloculación para la recogida de microalgas con gran importancia en el campo de la biotecnología.
El método estudiado para minimizar las algas que están presentes en el embalse de re-ferencia fue la electrofloculación (EF). Concretamente se evaluaron diferentes factores que pueden influir en la eficacia del proceso: el voltaje aplicado en el medio de cultivo, la duración de dichos voltajes y la separación entre los electrodos. Posteriormente, se compararon sus resultados con la sedimentación natural. Por último, la viabilidad del po-tencial uso de las algas recogidas para obtener biodiesel, fue evaluada mediante el método de transesterificación directa.
A través de la investigación se comprueba que la Electrofloculación supone un método eficaz para eliminar las algas verdes durante las floraciones en el embalse (95 % de recu-peración del alga). Consecuentemente, se diseñó el proceso más eficaz según los resul-tados obtenidos (ilustración 8). Finalmente se concluye que la biomasa resultante puede utilizarse para obtención de biodiesel y reducir, de este modo, tanto el residuo generado como los costes del proceso.
Ilustración 8: proceso más óptimo de recogida de algas en un sistema anexo al embalse.
Capítulo 6. Discusión general [ 102 ]
Bajo el enfoque holístico e integrador que ha sido desarrollado en la presente Tesis, se ha destacado la importancia de no solo poder aportar soluciones al problema de las floracio-nes de las algas verdes que aparecen en los embalses, sino también poder llevar a cabo me-didas preventivas, gracias a las cuales el proceso de eutrofización se vea disminuido, y que el ecosistema en conjunto sea beneficiado. En esa última línea, la innovación aportada diverge en que, mientras numerosos estudios se centran en la disminución de los aportes de nutrientes, la investigación desarrollada se ha centrado en el papel que representa el bosque de ribera, cuya capacidad natural de filtro puede disminuir considerablemente los aportes de nutrientes, reteniendo entre el 10 y el 30% de nitratos del suelo, porcentaje que varía según sea la calidad de dicho bosque (Barceló et al., 2008).
Diferentes investigaciones se han desarrollado en los últimos años para la caracteri-zación de los hábitats fluviales, con el fin de conocer y comprender el estado de estos ecosistemas, así como cumplir con las directrices europeas. En ellas se han utilizado indicadores biológicos, como por ejemplo los índices de calidad de ribera (Oliveira y Cortes, 2005), los protocolos rápidos para la bioevaluación, o la identificación de los macroinvertebrados presentes (Varandas, 2006; Varandas y Cortes, 2010; Pinto et al., 2010; Tuinambás et al., 2015), entre otros, ajustándolos a las peculiaridades de sus áreas de estudio.
Por ejemplo, Munné et al. (2003) y Suárez et al. (2002) comenzaron con el índice de calidad del bosque de ribera (índice QBR). Posteriormente, este índice se ha utilizado para establecer un protocolo para la evaluación de la calidad hidromorfológica de los ríos (Munné et al., 2006) y la condición del hábitat con el índice de HCI, para la evaluación de los tramos de hábitats en el norte de Portugal con diferentes escalas espaciales y niveles de perturbación (Oliveira y Cortés, 2005).
Otros autores, con la misma necesidad de una evaluación de estos ecosistemas en sus países de origen, como es el caso de Acosta (2009) en su Tesis doctoral, ha adaptado este índice con el índice QBR-Y, conformándolo a la vegetación neo-tropical altoandina. Pos-teriormente, Sirombra y Mesa (2012) también adaptaron el índice a las necesidades de la región de Argentina donde lo aplicaron. Además, en Portugal, el índice RHS se ajustó a su región en función de las características de sus ríos (Ferreira et al., 2011). Por otro lado, otro índice, el RQI (Índice de Calidad Ribereña) ha sido utilizado para evaluar la calidad de ribera (González del Tánago et al., 2006; González del Tánago y García de Jalón, 2011) y aplicado en diversas investigaciones como Blanco et al. (2007), Navarro-Llacer et al. (2010), Barquín et al. (2011) y Belmar et al. (2013).
Por último, para evaluar la heterogeneidad del hábitat fluvial el “Índice de Hábitat Fluvial” (IHF) de Pardo et al. (2002) ha sido empleado en las investigaciones desarrolladas por Argyroudi et al. (2009), Mendoza-Lera et al. (2012) y Villamarín et al. (2013)
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Reconociendo todas las investigaciones en este campo, así como la necesidad de alcanzar el buen estado ecológico de los ecosistemas fluviales, se considera ciertamente importante la transferencia de este conocimiento, y sus potenciales avances, a la gestión y manejo de estos espacios, con objeto de ser incorporados en los proyectos, estudios, valoraciones y otros trabajos que se realicen. Así, se estima que asegurar la función de filtro verde que posee el bosque de ribera precisa de un estudio previo que nos ayude a mejorar su estado de conservación.
Se han teniendo en cuenta las perspectivas futuras que otras investigaciones han desta-cado en el camino de la utilización de indicadores complementarios de la degradación de los sistemas acuáticos como fitobentos, peces, vegetación de ribera, aves ribereñas y otros (Varandas, 2006). Bajo este enfoque se analizó diferentes índices de calidad flu-vial, que han sido previamente diseñados por diversos autores. Por esta razón, el princi-pal objetivo que se persiguió es la aplicación de los tres índices (QBR, RQI e IHF), cuyo fundamento se explica en el capítulo 1, como indicadores del estado de conservación de los ríos.
En este proceso, se pretendió seleccionar el más adecuado de dichos índices, o la com-binación y/o modificación de los mismos, para obtener la mejor herramienta práctica en los proyectos de restauración y conservación del hábitat fluvial, con el objetivo último de asegurar y mejorar la condición de filtro natural que el bosque de ribera ejerce en los ecosistemas acuáticos.
Específicamente, los índices que evalúan la calidad ribereña (QBR y RQI) fueron com-parados, así como fue evaluado el índice de heterogeneidad del hábitat (IHF) como un posible indicador complementario.
Los resultados más destacados de esta parte de la investigación revelaron que el índice QBR es un excelente indicador del estado de conservación del bosque de ribera. Concre-tamente, el QBR total sugiere el nivel de urgencia de la restauración en la sección que se evalúa, así como cada uno de sus subíndices identifica qué elemento del río y/o de la vegetación riparia se encuentra afectada. Por lo tanto, se estima que la aplicación del índi-ce QBR será una herramienta útil en la toma de decisiones para la conservación de estos espacios característicos, especialmente para los técnicos gestores que, como resultado de su experiencia en los procesos biológicos y ecológicos, están involucrados en el diseño y construcción de infraestructuras que afectan a los ecosistemas, en particular en los ríos y en sus riberas.
Por otro lado se destaca el potencial del índice IHF como un recurso de apoyo para el monitoreo de la heterogeneidad del hábitat antes y después de la toma de decisiones y posteriores acciones sobre un ecosistema en concreto.
Capítulo 6. Discusión general [ 104 ]
Para garantizar la función, entre muchas otras que ejercen estas áreas, de “filtro ecológico” en el ecosistema fluvial, reteniendo partículas y nutrientes provenientes de la escorrentía de las tierras adyacentes, se interpreta que la conservación y restauración de la vegetación de ribera es extremadamente relevante.
En investigaciones previas se evaluó el índice más adecuado para la gestión de espacios fluviales, concretamente para la restauración y conservación de los mismos, resultando el índice QBR (índice de Calidad del Bosque de Ribera) el más adecuado para dicho propósito. Por lo tanto, y para culminar la investigación realizada en esta Tesis, la parte final ha consistido en la evaluación de la calidad y estado del bosque de ribera a través del índice QBR en el tramo alto del río Umia, donde se evaluaron un total de 55 estaciones de muestreo.
Los resultados de la aplicación de este índice indican que existe un claro deterioro de las orillas desde el embalse de A Baxe (tramo medio del río) hacia la cabecera del mismo. Por último, se realizó una zonificación de las orillas estudiadas a cuyas áreas definidas se establecieron diferentes niveles de urgencia de actuación. Se estimó que el 64% del área ribereña necesita acciones de recuperación, mientras que más del 16% precisaba actua-ciones de restauración y más del 18% eran tramos de conservación.
Los resultados de la zonificación han de interpretarse en los términos que se resumen en los siguientes gradientes:
› Conservación: se entiende cuando el estado del bosque de ribera existente es bue-no, o cercano al óptimo. En los tramos clasificados dentro de este tipo no será nece-sario realizar ningún tipo de actuación, más que la vigilancia de la correcta evolución natural del ecosistema en conjunto.
› Recuperación: cuando el bosque de ribera se encuentre degradado y necesite mejo-ras para poder asegurar y mejorar su estado de conservación. Estas zonas se caracteri-zan por poca densidad arbórea y/o por la presencia de especies no propias de ribera e incluso invasoras, así como por la ausencia del número adecuado de especies propias de estas áreas. Las actuaciones que resumidamente definen estos tramos serán la re-forestación con especies propias de ribera, así como por la eliminación de las que no lo sean, en caso de que representen una afección negativa significativa.
› Restauración: cuando el bosque de ribera es inexistente o se encuentra sumamente desestructurado y alterado, por lo que resulta necesario el restablecimiento del mis-mo. El objeto de las actuaciones necesarias en estos casos será, en la medida de lo posible, recuperar la composición, estructura, procesos y funciones naturales del bos-que de ribera, permitiéndole así alcanzar su estado natural y mantener un equilibrio con el ecosistema.
[ 105 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Recopilando, la investigación que se ha realizado en la presente Tesis, trata de dar una res-puesta integradora desde diversos ángulos a aquellos vacíos actuales en el conocimiento de la comunidad científica, para una gestión integral de las cuencas fluviales. Se estima que de este modo, aunando y compatibilizando los esfuerzos y las alternativas que nos dan los proyectos de ingeniería con la investigación en los campos que la precisen, se puede alcanzar una gestión sostenible de los recursos naturales en cuestión.
CAPÍTULO 7Conclusiones generales
General conclusions
[ 109 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Varias metodologías para la gestión integral de la cuenca hidrográfica del río Umia se han desarrollado y probado en esta Tesis, centrándose principalmente en dar solución a la eu-trofización, combinando diferentes técnicas de prevención y medidas correctoras.
Por un lado, para la prevención de dicho problema de contaminación ambiental, la aplica-ción de diferentes índices de calidad del hábitat fluvial son herramientas de gran utilidad en la gestión de dichos recursos naturales, ya que resultan buenos indicadores del estado de conservación del ecosistema fluvial.
Para una adecuación al área de estudio, la utilización un índice de evaluación de la calidad riparia (QBR), adaptado a las áreas ribereñas estudiadas, se descubre como instrumento fundamental en la restauración y conservación del bosque de ribera. Asegurando de este modo, la función de filtro ecológico del mismo y disminuyendo, consecuentemente, las fuentes que originan la eutrofización de las aguas de río.
Por otro lado, se han alcanzado resultados novedosos en el conocimiento del desarrollo y proliferación de las algas verde-azuladas que causan la eutrofización del embalse objeto de estudio. Concretamente se conoce cómo influyen las condiciones meteorológicas, cuáles son las condiciones óptimas que desencadenan los “blooms”, así como en qué circunstan-cias las algas se mantienen en niveles bajos sin afectar al ecosistema fluvial.
Además, se revela cómo las cianobacterias (Microcystis aeruginosa) compiten en su cre-cimiento con otras algas, así como se analiza la liberación de las toxinas a lo largo de su desarrollo.
Finalmente, se desvela un método eficaz de recogida de las algas cuando tienen lugar los “blooms”, la electrofloculación. Y además, se prueba la viabilidad de las algas verde-azuladas como fuente de biodiesel a partir de la transterificación directa de las mismas.
Capítulo 7. Conclusiones generales / General conclusion [ 110 ]
Several methodologies for the integrated management of the Umia river basin have been developed and tested in this Thesis, focusing on providing solutions to eutrophication, combining different techniques of prevention and corrective measures.
It has been proved that, in order to prevent environmental pollution, the application of different indexes of river habitat quality can be an useful tool in the management of these natural resources, which are good indicators of the river ecosystem condition.
The use of riparian quality index (QBR index in our study area) is useful for planning and implementing restoration and conservation programs of riparian forest. This assures the function of ecological filter of the riparian areas, and decreases the sources that cause the eutrophication of the freshwater.
In addition, new results have been achieved in the knowledge of the development and proliferation of blue-green algae that cause eutrophication of the studied reservoir. Speci-fically, it is highlighted the influence of the weather conditions, as well as which are the best ones to trigger the “blooms” of these algae, and in which circumstances algae remain at low levels, without affecting the river ecosystem.
The thesis also clarifies how cyanobacteria (Microcystis aeruginosa) competes with other algae, and how the release of toxins occurs along the growing period.
Furthermore, the electrofloculation is described and analyzed as an effective method of harvesting algae when there is a “bloom”. Finally, the viability of blue-green algae as a source of biodiesel is tested by direct transterificación.
CAPÍTULO 8Condicionantes de la investigación
[ 113 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
A pesar de que esta Tesis proporciona información muy valiosa que podrá ser de gran uti-lidad en la gestión y planificación sostenible de la cuenca hidrográfica del río Umia, y su extrapolación a otras cuencas con problemas y/o condiciones semejantes, diversas cues-tiones han surgido a lo largo del desarrollo del presente trabajo que deberán ser tenidas en cuenta a la hora de entender los procesos desarrollados, los métodos elegidos, así como las conclusiones alcanzadas.
›› Dadas las características técnicas del proyecto que financió parte de esta investiga-ción, así como su aplicación práctica para la gestión del embalse de A Baxe, el estudio de la evolución de la eutrofización en el embalse se realizó en un periodo de tiempo acotado a partir de datos que la Administración competente había recopilado gracias a los sistemas de monitorización que instalaron en el área de estudio. Por lo tanto, existen algunos datos identificados con errores de calibrado, o que no fueron tomados por errores en las estaciones de muestreo, etc.
›› El análisis realizado a escala laboratorio del crecimiento de las algas y el estudio de la competencia entre los diferentes tipos de algas encontradas en las muestras de agua tomadas, podrán variar a lo largo del tiempo con la aparición de nuevas especies que puedan aparecer en el embalse. Es por ello necesaria una identificación continua de las especies que se desarrollan en dicho medio.
›› La medición de la toxina a lo largo del crecimiento y desarrollo de las algas existentes en las muestras de agua tomada en el embalse de A Baxe, se han realizado parcialmen-te en los cultivos analizados, dada la imposibilidad de cultivar grandes cantidades de los mismos. Concretamente, es necesario un litro del cultivo para analizar las toxinas en cada análisis, ello durante los 15 días de duración del mismo, resultando necesario al menos quince litros de cada test. Por otro lado, la sustracción de dicho volumen, alteraría significativamente las condiciones de cultivo, además de la reducción que su-pondría para el proceso de separación posterior. Por lo tanto, el método experimental fue adaptado a la capacidad de desarrollo y a los laboratorios disponibles para este fin.
›› En el proceso de recolección de las algas verdes se han testado diferentes factores que pueden influir, pudiendo ampliarse dicho análisis a un mayor número de variables a medir, y así obtener la mayor eficacia del proceso posible.
Capítulo 8. Condicionantes de la investigación [ 114 ]
›› Además, en la obtención de biodiesel a partir de las algas, se ha comprobado que pueden ser utilizadas como fuente de biocombustibles, pero no se han ultimado los procesos para ello (dado que no era un objetivo de esta Tesis). Por lo tanto es un cam-po que queda abierto para futuras investigaciones.
›› La aplicación de los índices de calidad fluvial estudiados en el presente trabajo han sido efectuados durante un periodo de tiempo acotado dadas las necesidades comen-tadas en apartados anteriores, así como las exigencias temporales del propio programa de doctorado. Sería recomendable, de cara a la mejora de los resultados aquí obteni-dos, la ampliación temporal en el uso de dichos índices.
›› El empleo del índice QBR para el diseño de medidas de conservación y restauración del bosque de ribera, así como la zonificación de las áreas de ribera en función de las necesidades detectadas, precisan de una aplicación real de las mismas y su posterior evaluación.
›› La imposibilidad de establecer condiciones de referencia, siendo la primera etapa de evaluación de la integridad ecológica de un medio y que debe ser establecida con el máximo rigor (Varandas, 2006), en los estudios realizados debido a la elevada altera-ción del ecosistema.
›› Por último, los estudios desarrollados en esta Tesis cubren períodos de muestreo re-lativamente cortos. Por lo tanto, el seguimiento a largo plazo sería útil para detectar cualquier cambio en las condiciones del hábitat, de la calidad del agua, o incluso de las condiciones ambientales dadas. Es esencial tener presente que la eutrofización es un proceso que se ve afectado por diferentes factores, y que evoluciona a lo largo del tiempo.
CAPÍTULO 9Líneas futuras de investigación
[ 117 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Como consecuencia de los condicionantes del trabajo aquí presentado, y destacados ante-riormente, se resumen algunos de los aspectos más importantes que se sugiere podrían ser abordados con mayor detalle, como futuras líneas de investigación, con objeto de mejorar el conocimiento sobre las principales cuestiones que surgen de este trabajo.
›› La modelación de la cuenca hidrográfica del río Umia sería posible a partir de los datos obtenidos en este trabajo.
›› El diseño y desarrollo de modelos predictivos a partir de la información obtenida, por un lado, de la red de seguimiento de calidad del agua del embalse, así como del cauce principal (río Umia) y de sus principales afluentes, y por otro lado, de las pre-dicciones meteorológicas que hoy día se pueden realizar con quince días de antela-ción aproximadamente.
›› Evaluación y cuantificación de la capacidad de filtro del bosque de ribera y su consecuente influencia sobre la calidad del agua. Ello podría ser desarrollado a partir de la monitorización de los nutrientes disponibles en las zonas de ribera y de la moni-torización de las aguas anexas a las mismas. Evaluando, además, la diferente influen-cia del bosque de ribera en función de su nivel de desarrollo, estado de conservación, superficie ocupada, etc.
›› Estudio de la liberación de la toxina en función de los diferentes condicionantes ambientales, químicos y biológicos que pueden afectar a su aparición en el medio acuático. Así como la influencia de la misma en los organismos acuáticos que se en-cuentran dentro del mismo hábitat.
›› La recogida de las algas, una vez tienen lugar sus floraciones, a una mayor escala, de modo que se pueda evaluar la eficacia del método en un sistema piloto de condicio-nes controladas y sin afección al ecosistema.
›› El estudio de la viabilidad del uso de las algas como fuente de energía (biodiesel, pellets, etc.) y optimizar el proceso de modo que se contrarreste lo máximo posible los gastos generados de su recolección.
›› Diseño de un índice de calidad fluvial propio para ríos gallegos, teniendo en cuen-ta las peculiaridades de los mismos, así como la vegetación propia.
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ANEXO I
[ 135 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
ANEXO I: COMPETICIÓN EN EL CRECIMIENTO DE ALGAS VERDES: CORRELACIÓN ENTRE EL CRECIMIENTO DE CIANOBACTERIAS DE AGUA DULCE Y LA PRODUCCIÓN DE MICROCISTINA.
ResumenExisten diferentes algas de agua dulce que se ven involucradas en los procesos de eu-trofización de lagos, embalses, ríos, etc., algunas de ellas son cianobacterias que afectan gravemente al ecosistema fluvial, y que con ciertas condiciones ambientales favorables, desencadenan en los blooms que tiñen de color verde sus aguas liberando toxinas que son perjudiciales para el medioambiente. En esta investigación se han cultivado microalgas recolectadas directamente de un embalse eutrofizado, concretamente el embalse de A Baxe (Caldas de Reis). Se evaluaron las variaciones en la temperatura y la luz, así como la competencia entre las diferentes algas verdes existentes en las muestras de agua. Se eva-luó la producción de microcistina LR a lo largo del crecimiento de las algas. Los resultados de esta investigación revelan que existen tres diferentes algas creciendo en el embalse objeto de estudio, concretamente se trata de la Scenedesmus spp., la Kirchneriella sp. Y la Microcystis aeruginosa, en este último caso se trata de cianobacterias tóxicas. Además se encontró que esta cianobacteria es la especie predominante en el embalse, compitiendo con las dos restantes y llegando a desplazarlas y superarlas a lo largo de su desarrollo. Por otro lado, a lo largo de su crecimiento, la proporción de la toxina aumenta hasta alcan-zar los niveles más altos correspondientes con los 570 μg g−1. Los blooms tienen lugar a temperaturas de 28 ºC y con los ciclos de mayor horas de luz disponible. Finalmente, a temperaturas inferiores a 18 ºC las algas no crecen. Todas estas floraciones naturales se reprodujeron a escala de laboratorio con el fin de ayudar en la toma de decisiones sobre cuando cortar el suministro de agua potable existente en el embalse objeto de estudio.
Palabras claveCianobacterias; cultivo de algas; Microcystis aeruginosa; Scenedesmus spp.; Kirchneriella sp. .; microcistina LR
Capítulo 6. Discusión general [ 136 ]
Journal of Phycology
[ 137 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
BLUEGREEN ALGAE COMPETITION: CORRELATION BETWEEN THE
GROWTH OF FRESHWATER CYANOBACTERIA AND MICROCYSTIN
PRODUCTION.
Xana Álvarez1*, Enrique Valero1, Ángeles Cancela2 and Ángel Sánchez2
1*AF4 Research Group. Engineering Department of Natural Resources and Environment,
Forestry Engineering College, University of Vigo, Campus A Xunqueira s/n., 36005
Pontevedra, Spain. Tel.: +34986801959; email: [email protected]
2 Chemical Engineering Department, Industrial Engineering College, University of Vigo,
Campus LagoasMarcosende s/n, 36310, Vigo Pontevedra, Spain.
Page 1 of 25 Journal of Phycology
Capítulo 6. Discusión general [ 138 ]
ABSTRACT 1
There are some different bluegreen algae in Eutrophic reservoirs, which bloom with specific 2
environmental conditions, and some of them are cyanobacteria. In this investigation we have 3
cultivated microalgae present in natural water samples from a eutrophic reservoir. Variations 4
in temperature and light were evaluated, as well as the competition among different blue5
green algae. There were three different algae growing together, Scenedesmus spp., 6
Kirchneriella sp. and Microcystis aeruginosa, this cyanobacteria was the predominant one. 7
Throughout it grew, the proportion of toxin increased until reached the highest levels at 570 8
g g−1. Blooms occurred at temperatures of 28 ºC or above and light cycles of longer hours of 9
day than night. This took place during the summer months, from June to September. At 10
temperatures below 18 ºC algae did not grow. Natural blooms were reproduced to a laboratory 11
scale in order to help decision making about water supply from that reservoir. 12
KEY WORDS cyanobacteria, algae growth, Microcystis aeruginosa., Scenedesmus spp., 13
Kirchneriella sp.., microcystin LR 14
Page 2 of 25Journal of Phycology
[ 139 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
1
1. INTRODUCTION 15
Eutrophication is a phenomenon that is becoming more common in lakes, reservoirs and 16
rivers (Wetzel, 2001), affecting the aquatic ecosystem (Smith et al., 1999; Smith, 2003;), 17
specifically when it leads to blooms of algae and cyanobacteria (O’Neil et al., 2012; Wilson, 18
2013). Negative impacts of these blooms are toxic water (Kim et al., 2010), serious adverse 19
effects on water quality (Lee et al., 2012) and minor health effects which have been correlated 20
with cyanobacterial contamination of drinking water drawn from rivers (Falconer, 2001). 21
Eutrophic systems have a high diversity of species, characterized by the presence of different 22
groups, with the dominance of small Chlorophyceae. There are some different bluegreen 23
algae which grow in the same environmental conditions and leads to their blooms (Genus 24
Scenedesmus, Kirchneriella, Pediastrum, etc). On the other hand, Microcystis aeruginosa are 25
the dominant toxic cyanobacterial bloom in eutrophic freshwater (Oberholster, 2004 and 26
Chien et al., 2013). Recent studies carried out by the Regional Government of Galicia (NW 27
Spain) have proved this in this country, such as the “UMIA PLAN” (Augas de Galicia, 2011), 28
the most recent study about eutrophication in the reservoir of Umia River. PLAN UMIA 29
concluded that temperature is a factor that influences the process of eutrophication, according 30
to the results of Liu et al. (2011), as well as solar radiation (Xue et al., 2005) and excess of 31
nutrients (Liu et al., 2011; Paerl et al., 2011) from livestock (18%) and fertilizers (26%), 32
according to the data from phosphorus sources to surface waters in Spain (Herath, 1997). 33
Besides the loss of the riparian forest, with the consequent loss of its role as a green filter 34
(Bertoldi et al., 2011; Valero et al., 2014). 35
In this sense, Regional Governments that manage water resources have found increasing 36
problems on drinking water and the pollution of natural areas (rivers, lakes and their 37
ecosystems) due to eutrophication phenomenon. A solution to the problem of eutrophication 38
Page 3 of 25 Journal of Phycology
Capítulo 6. Discusión general [ 140 ]
2
has been studied in Valero et al. (2015) but, more specifically, the toxicity of cyanobacteria in 39
freshwater fluvial ecosystems has not been controlled yet. 40
In this investigation the microalgae present in natural water samples from a eutrophic 41
reservoir have been cultivated. The episodes of blooms were reproduced as they occur in the 42
reservoir itself. This involves combining all microalgae present in the water reservoir, without 43
isolating strains. We assessed the competition in the growth of different bluegreen algae and 44
the production of microcystin LR along the development of them. Variations in temperature 45
and light were evaluated in the process of growth of the microalgae, as well as the 46
environmental conditions. 47
2. MATERIAL AND METHODS 48
2.1Algae source and cultivation 49
The water samples used in the study were collected from the surface of the Umia reservoir 50
(Umia River, Galicia, Northwest of Spain) in April and October of 2013. Water was collected 51
from the surface of the reservoir where many of the algae were concentrated and were used to 52
cultivate in a laboratoryscale. The medium was composed of five solutions, (Table 1; 1: 53
macronutrients and 2, 3, 4, 5: micronutrients), provided by the ECIMAT (Estación de 54
Ciencias Mariñas de Toralla, University of Vigo, Spain). 55
Different cultivation conditions were evaluated in this study. Initially, microalgae were 56
cultivated in environmental conditions from April to September 2013, implying different 57
values of temperature and natural lightning. Between April and May, the mean temperature of 58
the laboratory was 18.1 ºC, 23.0 ºC in June/July, and 30.5 ºC in August/September. On the 59
other hand, microalgae were cultivated at constant temperature (28 ºC) in three light cycles: 60
9:15 h Light/Dark (L/D), 14:10 h L/D and 24 h light cycle from October 2013 to February 61
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[ 141 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
3
2014. Each test of the microalgae from the reservoir grew for 20 days. All cultures were 62
carried out at constant agitation. 63
2.2Growth of algae cultures 64
Cell growth was measured by means of the algal suspension absorbance at 690 nm, in 65
accordance to Becker (1994). The absorbance values were measured every day at the same 66
time slots with SPECTRO 22 Digital Spectrophotometer in the 6 cultures. Correlations 67
between absorbance and cell concentration were previously established by a polynomial 68
equation as y = 0.0011x2 + 0.0113x0.012 (R2=0.9991, P < 0.05) where y (g ml−1) is the cell 69
concentration measured in x106 cells per ml and x is the absorbance of the suspension at 690 70
nm. In addition, the specific growth rate was calculated using the equation: µ = ln (N2/N1)/(t271
t1); where µ is specific growth rate, N1 and N2 are the number of cells/ml at the time t1 and t2 72
respectively. 73
Microalgae were identified microscopically and the cell count was obtained in a Neubauer 74
chamber using an optical microscope (BX 51, Olympus, Japan) simultaneously to associate 75
each absorbance value with the proportion of the different microalgae present in the culture. 76
2.1MicrocystinLR (MCLR) 77
Hepatotoxic microcystins MCs were analysed during the growth of algae, specifically 78
microcystinLR (MCLR). Experiments were performed for three different samples of each 79
day of culture and then the average were represented. Firstly, the samples were frozen at 80
−20°C until the MCs were extracted using 1 ml of 80% aqueous methanol. Then, the 81
intracellular MC concentrations of the samples were determined by highperformance liquid 82
chromatography coupled with tandem mass spectrometry (HPLC–MS/MS: Agilent HPLC 83
1200) according to Herrera et al. (2014). 84
2.2Statistical analysis 85
Page 5 of 25 Journal of Phycology
Capítulo 6. Discusión general [ 142 ]
4
All the tests were conducted using the Statistical Package for Social Science (SPSS Statistics 86
v19). The results represent the average of three independent replicate treatments as well as the 87
results shown in the figures. 88
3. RESULTS 89
3.1Growth of algae cultures 90
During the first days of culture, the dominant alga from water samples grown in the cultures 91
was the genus Scenedesmus spp., and to a lesser extent the genera Kirchneriella sp. was 92
identified. On the other hand, the cyanobacterium that grew in these cultures is Microcystis 93
aeruginosa. The number of cells per millilieter of Microcystis aeruginosa increased as algae 94
grow, competing with other algae and achieving higher values in the last days of the growth 95
period. Moreover, Kirchneriella sp. appeared during the first days and died after the fifth day 96
of culture. The proportions of the algae and cyanobacteria along the culture days are shown in 97
Table 2. 98
The first day of cultivation there were present 1.415 x105, 2.001 x105 and 0.035 x105 cells/mL 99
of Microcystis aeruginosa, Scenedesmus spp. and Kirchneriella sp. respectively. While the 100
value of growth the last day of culture was 252.748 x105 of Microcystis aeruginosa (the 101
maximum value) and 82.017 x105cells/mL of Scenedesmus spp.. The maximum specific 102
growth rates were 0.218 d1 for Microcystis aeruginosa and 0.070 d1 for the Scenedesmus 103
spp.. 104
Furthermore, visual pigmentation was found to change considerably on different days of 105
culture. Cultures were green for the duration of the experiment period of 20 days. They were 106
more transparent during the first 5 days, then they were bright green until day 15 and finally, 107
they changed to a dark green in the last days of cultivation. 108
3.2Effect of temperature on algae growth 109
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[ 143 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
5
In the tests, it was observed that algae and cyanobacteria did not grow at temperatures below 110
18 ºC, while between 1825 °C there was the average growth. Optimum growth occurred at 111
28 C with higher absorbance values, and algae died at temperatures above 29 ºC (Figure 1). 112
It must be highlighted that the growth ended earlier when there was a lower temperature, 113
specifically on 8 days in the months of April and May (mean Tª = 18.1ºC), on 14 days in the 114
months of June and July (mean Tª = 23.0ºC), and 17 days in the most optimal conditions for 115
growth (28 ° C). 116
3.3Effect of light intensity on algae growth 117
When results of the growth of algae in the three different light cycles (9:15, 14:10, and 24:0 118
L/D) are compared, they are not similar (Figure 2, 3 and 4 respectively). The growth phase of 119
algae as well as the absorbance values increased when subjected to more daylight hours. The 120
maximum value of absorbance was 0.647 in the light cycle 24:0 h L/D, whereas the maximum 121
absorbance value in the cycle of 14:10 h L/D was 0.499 and 0.222 for cycle of 9:15 h L/D. 122
3.1Relationship between cell growth and MC production 123
The values obtained showed a significant positive correlation between cell growth rates of 124
bluegreen algae, and MCLR production rates during the growth phase (R2 = 0.9985, 125
p= 0.005, N = 18, Figure 5). When the samples of water were collected from the reservoir, the 126
test of MCLR was positive (mean = 11 g g−1; SD = 1; n = 3). The maximum concentration 127
of the toxin was reached after 18 days of culture with a concentration of 570 g g−1 (SD = 2; n 128
= 3) of lyophilized material. 129
4. DISCUSSION 130
There are diverse factors that influence the growth of bluegreen algae in reservoirs, rivers 131
and lakes around the world (Smith et al., 1999; Smith, 2003; Wetzel, 2001). The temperature 132
Page 7 of 25 Journal of Phycology
Capítulo 6. Discusión general [ 144 ]
6
and the incidence of light are two of the main factors. Specific growth rate was strongly 133
influenced by temperature in bluegreen algae of water samples from the reservoir 134
(Microcystis aeruginosa and Scenedesmus spp.) as in the three cyanobacteria (Microcystis 135
aeruginosa, Merismopedia tenuissima, and Oscillatoria sp.) studied by Coles and Jones 136
(2000). It can be concluded so, that the optimum growth occurred at temperatures of 28 ºC 137
when blooms occurred, and average growth between 1825 °C. Similarly, Zehnder and 138
Gorham (1960) found that the optimum temperature for the growth ofM. aeruginosa was 139
approximately 28 °C, whereas research lead by Xin et al. (2011) established that 140
Scenedesmus sp. (LX1) could grow in a wide range of temperatures between 10 and 30 °C, 141
while, in present experiments, algae did not grow at temperatures below 18 °C, as well as 142
Robarts and Zohary (1987) found that Microcystis was severely limited at temperatures below 143
15˚C and were optimal at temperatures around 25˚C . On the other hand, the best growth rate 144
was obtained at 32 ºC of the Microcystis aeruginosa in studies conducted by Van der 145
Westhuizen and Eloff (1985), but in this work, cultured algae did not survive at temperatures 146
higher than 29 ºC, and when this temperature was exceeded, the algae died. This results are in 147
agreement with those of Yamamoto and Nakahara (2005); Reynolds (2006) and Paerl and 148
Paul (2012), and specifically the effect of temperature on especiesspecific growth rates, 149
which reach their optimal growth rate and continue to remain high, even when temperatures 150
exceed 25ºC. 151
In addition to temperature, the growth of algae depended on lightning. On increasing light 152
intensity, algae growth rate is enhanced, in accordance with Wiedner et al. (2003) who carried 153
out a study which results show a positive effect of photosynthetically active radiation on 154
content of the Microcystis up to the point where the maximum growth rate is reached. 155
Cultures made in this research could not grow normally with a short cycle of light, tallying 156
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[ 145 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
7
with Li et al. (2003) who concluded that Microcystis colony that were illuminated grew 157
actively and were reduced with less illumination. 158
If results of this work are compared with data obtained from the Umia Plan (Augas de 159
Galicia, 2011), it must be emphasized that there were not blooms of bluegreen algae in the 160
reservoir, at temperatures below 25 °C, while the most important blooms were produced at 161
temperatures above 27 ºC, coinciding with the months of more daylight hours. In other 162
countries where this phenomenon has been studied as is the case of Rio de la Plata, where 163
Pírez et al. (2013) concluded that cyanobacterial blooms appear during late spring and 164
summer (late November to March–April). 165
The correlation between the growth of the Microcystis and the levels of microcystin is a 166
factor that must be known in each ecosystems that these cyanobacterial blooms take place. 167
The production of microcystin is a field little addressed in reservoirs because of the high cost 168
of evaluation entails. But this information is essential to carrying out preventive measures to 169
prevent the occurrence of toxins in drinking water, such as the study area of this research. 170
Through this research it is possible to predict the MC_LR levels as the microcystis aeruginosa 171
grows, and this happens with specific environmental conditions described above, especially 172
with optimal conditions of light and temperature. And, although there are low temperatures, 173
microcystis colony could survive because they might have a mechanism to protect their 174
photosystem from damage (Li et al., 2003). 175
All the research that has been conducted to date has focused on cultivating bluegreen algae 176
with the aim of studying what factors influence in their growth, but always with isolated 177
strains. This innovative research took water samples from the reservoir and all the algae 178
growing in them. Thus, we recreated on a laboratory scale the real growth and blooms of 179
Page 9 of 25 Journal of Phycology
Capítulo 6. Discusión general [ 146 ]
8
these algae, with the result of knowing exactly how blooms are produced in a reservoir and 180
the level of toxins in each period of the microcystis development 181
5. CONCLUSIONS 182
There are three bluegreen algae growing in competition in blooms occurring in the reservoir 183
A Baxe, Microcystis aeruginosa, Scenedesmus spp. and Kirchneriella sp.. Microcystis 184
aeruginosa, achieved the highest values in the last days of growth. These blooms occur at 185
temperatures at or above 28 º C and light cycles with longer hours of day than night. This 186
takes place during the summer months, from June to September coinciding with high 187
temperatures and with maximum daylight hours. Therefore, high light intensity and 188
temperatures could be applied to encourage algae growth. With temperatures below 18 º C 189
algae do not grow. The water toxicity levels increase as Microcystis aeruginosa grows, 190
therefore, both variables are highly related. Finally, this research is useful to know about the 191
real behaviour of blooms and to carry out preventive actions to avoid them, especially by 192
reducing the toxicity of drinking water. 193
ACKNOWLEDGEMENTS 194
We thank Professor Martyn Rich (Language Centre, University of Vigo) for revising the 195
English version, and Professors Carlos Souto and Mª Eugenia López (University of Vigo) for 196
providing necessary material. 197
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Capítulo 6. Discusión general [ 152 ]
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List of tables 302
Table 1. Composition of culture medium for freshwater algae. Source: ECIMAT (Estación de 303
Ciencias Mariñas de Toralla, University of Vigo, Spain). 304
Table 2 Strains of algae cultured in this study and % present in the water sample when the 305
sample was taken (%initial), after five days of culture (%5), after eight days (%8) and after 306
fifteen days (%15). 307
List of figures 308
Figure 1: Growth of algae under different conditions. 309
Figure 2: Growth of algae under the light cycle of 9:15 h Light/Dark (L/D). 310
Figure 3: Growth of algae under the light cycle of 14:10 h L/D 311
Figure 4: Growth of algae under the light cycle of 24h. 312
Figure 5: Microcystin LR levels (g g−1) throughout the growth of Microcystis aeruginosa. 313
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Capítulo 6. Discusión general [ 154 ]
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Capítulo 6. Discusión general [ 156 ]
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Capítulo 6. Discusión general [ 158 ]
Table 1. Composition of culture medium for freshwater algae. Source: ECIMAT
(Estación de Ciencias Mariñas de Toralla, University of Vigo, Spain).
Solution g/500 ml dH2O
Solution 1
MgCl2.6H2O 6.06
CaCl2.2H2O 2.2
H3BO3 0.0928
MnCl2.4H2O 0.208
ZnCl2 1 ml solution B
FeCl3.6H2O 0,0799
CoSO4.7H2O 1 ml solution B
Na2MoO4.2H2O 1 ml solution B
CuSO4.5H2O 1 ml solution B
Na2EDTA.2H2O 0.15
Solution A (required for B) mg/100 ml dH2O
CuSO4.5H2O 79
Solution B (required for solution 1) mg/100 ml dH2O
ZnCl2 164
CoSO4.7H2O 82
Na2MoO4.2H2O 363
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[ 159 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
CuSO4.5H2O 1 ml solution A
Solution 2 NaNO3 12.75
Solution 3 MgSO4.7H2O 7.35
Solution 4 KH2PO4 0.52
Solution 5 Na2CO3 11.4
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Capítulo 6. Discusión general [ 160 ]
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[ 161 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
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ANEXO II
[ 165 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
ANEXO II: RESUMEN DE LA TESIS EN LENGUA CASTELLANA.
INTRODUCCIÓNLos ecosistemas fluviales se encuentran cada vez más afectados por diferentes factores derivados del desarrollo de la actividad humana. En particular, estos ecosistemas han sido alterados por las presas y embalses construidos, por la canalización de algunos de sus tramos, por la reducción de su caudal, por el cambio del uso del suelo y por la contamina-ción de sus aguas debido a diferentes orígenes. Todo ello promoviendo alteraciones de la calidad del hábitat fluvial en general.
En este sentido, la Directiva Marco del Agua representa un avance importante, ya que reconoce la importancia de lograr una buena calidad ecológica del agua, así como la con-servación de los ecosistemas acuáticos, y no menos importante, en las zonas riparias. Es por ello que, teniendo en cuenta la importancia de dichos recursos, así como los proble-mas ambientales que afectan negativamente a su estado de conservación, en el presente trabajo se ha centrado en uno de los problemas más importantes que actualmente afecta a dichos ecosistemas: la eutrofización de sus aguas.
Además, y con objeto de acotar el área de estudio, el presente trabajo se realiza en la cuen-ca hidrográfica del río Umia aguas arriba del embalse de A Baxe, limitándose a la a la zona alta, ya que la eutrofización se manifiesta y concentra en dicha área. Concretamente, los problemas ambientales que tienen su origen en la zona alta del río, influyen directamente en las condiciones del área de estudio, y por lo tanto, todas las actuaciones correctoras que se realicen en esta zona beneficiarán la calidad del río aguas abajo del mismo.
Dicho embalse ha sufrido en los últimos diez años episodios de blooms de algas verde-azuladas. Este impacto, inicialmente visual, alarmó a la sociedad en general, y de forma especial a los vecinos de la zona, que desconocían el origen y consecuencias de este fe-nómeno. Posteriormente, y dado el potencial impacto que dicho fenómeno podría tener sobre la salud de los habitantes usuarios de este recurso, que abastece a 111.763 habitan-tes, la administración competente, Augas de Galicia, organizó un equipo de trabajo con la misión de estudiar las causas y origen del fenómeno de eutrofización. De dicho estudio (origen en parte de la presente investigación), se extraen como principales fuentes del proceso de eutrofización:
Anexos [ 166 ]
›› Los aportes de nutrientes al ecosistema fluvial originados por las actividades agro-ganaderas, los vertidos, así como diferentes focos de contaminación difusa.
›› El insuficiente saneamiento de los núcleos rurales pertenecientes a la cuenca.
›› La eliminación del bosque de ribera.
›› El mal estado de conservación de los ecosistemas y masas forestales de toda la cuenca hidrográfica.
Todo ello ha acentuado el proceso natural de eutrofización, haciendo que este se vea acelerado y modificando el ecosistema como consecuencia de las alteraciones sufridas. Teniendo en cuenta que es un proceso relativamente “nuevo”, el conocimiento sobre el mismo es ciertamente limitado. Por este motivo, se estima como un campo clave en la investigación científica internacional más reciente, dada la importancia adquirida al tra-tarse de un fenómeno de contaminación que afecta al ecosistema fluvial en general, con relación directa con las actividades humanas.
En consecuencia con lo anterior, el principal objetivo de este trabajo de investigación es el análisis de la eutrofización que afecta al embalse de A Baxe (Caldas de Reis, Pontevedra). Y para comprender el fenómeno de la eutrofización, se estima necesario profundizar en aquellos aspectos que hoy día se encuentran sin respuesta o cuyo nivel de conocimiento no es suficiente.
Para alcanzar el objetivo final de este trabajo, los objetivos específicos de esta Tesis se detallan a continuación:
›› El estudio del origen y la evolución de la eutrofización en función de las condiciones meteorológicas.
›› El análisis del crecimiento de las algas verdes en diferentes condiciones, recreando a escala laboratorio su desarrollo.
›› El análisis de las alternativas de eliminación de las algas verdes, sin afectar al ecosis-tema fluvial y a las especies que lo habitan.
›› El análisis de la posible obtención de biodiesel a partir de las algas recogidas.
›› La evaluación de la calidad del hábitat fluvial como indicador de su estado de conser-vación.
›› la elección del índice más adecuado para su aplicación en proyectos de restauración.
›› La evaluación, aplicación y adaptación al río Umia del índice QBR (índice de calidad del bosque de ribera) como herramienta en la gestión.
›› La zonificación del área riparia en función de su estado de conservación.
[ 167 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Esta Tesis se presenta como un compendio de artículos de investigación publicados en revistas especializadas internacionales. Contiene cinco artículos: tres de ellos han sido publicados en revistas científicas internacionales indexadas en el Journal Citation Re-ports (JCR), mientras que el cuarto fue presentado en una conferencia internacional de renombre en el campo de la ingeniería del medio ambiente cuyo contenido se publica en una revista indexada en Ulrich’s Periodicals. Todas las publicaciones incluidas han sido sometidas a un proceso de revisión anónima por pares antes de su aceptación en la revista correspondiente. El quinto artículo se encuentra en proceso de revisión en una revista científica internacional indexada en el JCR.
Siguiendo la normativa interna de la Universidad de Vigo para las Tesis presentadas como compendio de artículos de investigación, a continuación se incluye una introducción de cada artículo, en la que se relacionan entre sí y se defiende su presencia en la Tesis.
OBJETIVO 1: INFLUENCIA DE LAS CONDICIONES AMBIENTALES EN LA EUTROFIZACIÓNEs conocido por la comunidad científica que las condiciones meteorológicas y sus varia-ciones influyen en diversos procesos de la naturaleza, y uno de ellos es el florecimiento de las algas verde-azuladas que se desarrollan en los ecosistemas acuáticos.
Condiciones específicas como las precipitaciones, influyen en la disponibilidad de agua y en la temperatura de la misma, la radiación solar también afecta a la temperatura del agua, así como la temperatura ambiente. Todas ellas resultan circunstancias idóneas para la proliferación de estos organismos.
Desafortunadamente todavía no se ha encontrado la relación directa entre ambos aconte-cimientos, debido a que los estudios existentes hasta la fecha han estudiado estos factores en condiciones controladas, es decir, en el laboratorio. Además de ello, las aportaciones científicas en este sentido se han centrado en dicho estudio a partir de cepas aisladas, sin conocer realmente cómo este proceso tiene lugar en la naturaleza.
Afortunadamente, el embalse objeto de estudio dispone, por un lado, de estaciones me-teorológicas que nos ofrecen información de las variables climáticas más importantes, y por otro lado, dispone de un sistema de monitorización de la calidad del agua, que, a pesar de las posibles contrariedades que puedan surgir a lo largo de su tiempo de muestreo, ha recopilado una serie de características del agua en los últimos años que pueden arrojar información muy valiosa.
Teniendo la información descrita, así como descubriendo la necesidad de relacionarla en-tre sí y así poder descubrir el verdadero comportamiento de estos organismos ante las di-
Anexos [ 168 ]
ferentes situaciones climáticas que se pueden dar, se ha considerado relevante el estudio del origen y la evolución de la eutrofización en función de las condiciones meteorológicas. Específicamente de la temperatura del aire, de la radiación solar y de las precipitaciones, así como el análisis de la calidad del agua del embalse, correlacionándola con la concen-tración de la cianobacteria (Microcystis spp.).
Los resultados arrojados por este estudio fueron presentados en el “2nd International Con-ference ofn Sustainable Development, en el 2014 celebrado en Roma, Italia, y publicados posteriormente en la revista “European Journal of Sustainable Development” publicada por el European Center of Sustainable Development, titulado “Evolución de la eutrofización en función de las condiciones ambientales: un caso de estudio en un embalse”. Para consultar el desarrollo de dicha investigación en profundidad consultar el capítulo 2 de la Tesis, donde se encuentra el artículo completo.
En él se concluye que la calidad del agua en el embalse del río Umia ha ido empeorando a lo largo de los años, pero con diferencias significativas entre los parámetros analizados. Por otro lado, los resultados de análisis de correlación sugieren que la contaminación de nutrientes de origen antropogénico es el principal problema ambiental en el embalse.
OBJETIVO 2: CRECIMIENTO DE CIANOBACTERIAS Y PRODUCCIÓN DE TOXINAS
Numerosas investigaciones y muy variadas se han realizado para conocer el crecimiento de determinadas algas de agua dulce, al igual que de cianobacterias, y entre la bibliografía más reciente encontramos diversos estudios sobre el cultivo de la Microcystis sp.. En todos los casos se han realizado diferentes experiencias, pero todas ellas con algas o bien proce-dentes de cepas aisladas adquiridas para este fin, o bien recogiéndolas de un ecosistema fluvial en el que se encuentran de forma natural y aislándolas posteriormente en el labora-torio, para, de este modo, comenzar los análisis objeto de las investigaciones a desarrollar.
Consecuentemente se ha considerado importante y necesario esclarecer cómo estos orga-nismos se desarrollan de forma natural, es decir, compitiendo con el resto de organismos que se desarrollan en su mismo medio y que, además, se encuentran interrelacionados entre sí, de modo que el crecimiento de unos afecta el desarrollo de otros.
Por otro lado, y dado que el agua del embalse objeto de estudio de la presente Tesis sirve como recurso para el consumo humano, se ha visto imprescindible esclarecer cómo la liberación de toxinas de las cianobacterias se produce a lo largo de su desarrollo.
Por lo tanto, y con el objetivo de conocer qué algas de desarrollaban en el embalse objeto de estudio, así como esclarecer qué medidas de temperatura y la luz solar producen el
[ 169 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
mayor desarrollo de estas comunidades, se ha estudiado en detalle su proceso de creci-miento, recreándolo en el laboratorio.
Concretamente, y a partir de muestras de agua tomadas del embalse en cuestión, se han cultivado las algas presentas en dichas muestras. Se ensayaron las floraciones en el labo-ratorio y se estudiaron variaciones en la temperatura y la luz, con objeto de comprender entre qué valores se produce su mayor desenvolvimiento, y entre cuales no se desarrollan. Por otro lado, se evaluó la competencia en el crecimiento de los diferentes tipos que se encuentran en el embalse. Y finalmente se analizó la liberación de toxina, concretamente la microcistina-LR a lo largo del desarrollo de las algas.
La metodología presentada se explica en profundidad en el anexo I, donde se encuentra el manuscrito enviado a la revista “Journal of Phycology” publicada por la editorial Wiley, muy apreciada en el sector de la investigación sobre algas ya que cubre todas las áreas de las tecnologías emergentes en la biología de algas, la producción de biomasa, el cultivo, la recolección, extracción, etc. El título propuesto para dicho artículo es “. Competición entre algas verde-azuladas: correlación entre el crecimiento de cianobacterias de agua dulce y la producción de microcistina”.
De este estudio se ha llegado a conocer que existen tres tipos diferentes de algas desa-rrollándose en el embalse de A Baxe, Scenedesmus spp., Kirchneriella sp. y Microcystis aeruginosa. A pesar de que esta última no se encontraba en la mayor proporción al inicio del cultivo, se ha comprobado posteriormente que se ha multiplicado con mayor éxito, superando a las dos competidoras restantes.
Por otro lado, a lo largo del proceso de cultivo, la liberación de la toxina ha aumentado hasta alcanzar los niveles más altos de 570 mg. g-1 en los últimos días del ensayo. Los “blooms” tu-vieron lugar a temperaturas igual o superior a 28 ºC y con ciclos de luz de más horas de día, dichas condiciones se dieron durante los meses de verano, de junio a septiembre. Mientras que con temperaturas por debajo de 18 ºC las algas no muestran crecimiento.
OBJETIVO 3: ELIMINACIÓN Y APROVECHAMIENTO DE LAS ALGASLa eliminación de las algas que se desarrollan en ecosistemas de agua dulce es un campo en el que a lo largo de los últimos diez años se ha investigado, especialmente cuando los blooms de algas verde-azuladas tienen lugar. Estas líneas de investigación han obtenido resultados muy positivos en cuanto a la eficacia del método analizado, pero lamentable-mente las afecciones que dichos procesos tienen para otros organismos, para la propia calidad del agua, etc., hacen que no puedan ser recreados en los ecosistemas fluviales, y solo se pueden ensayar en laboratorios con condiciones controladas.
Anexos [ 170 ]
Consecuentemente se ha considerado como línea de investigación fundamental para este trabajo de Tesis, evaluar procesos de eliminación de algas en el embalse objeto de estudio sin tener repercusiones negativas sobre el ecosistema fluvial en general, o sobre cualquier organismo que forme parte de él.
El método estudiado para minimizar sensiblemente las algas que están presentes en el embalse de referencia fue la electrofloculación (EF). Concretamente se evaluaron di-ferentes factores que pueden influir en la eficacia del proceso: el voltaje aplicado en el medio de cultivo, la duración de dichos voltajes y la separación entre los electrodos. Pos-teriormente, se compararon sus resultados con la sedimentación natural. Por último, la viabilidad del potencial uso de las algas recogidas para obtener biodiesel, fue evaluada mediante el método de transesterificación directa.
El capítulo 3 incluye el artículo “Recogida de las algas verdes de un embalse eutrófico mediante electrofloculación y su posterior utilización para la producción de biodiesel” publicado en la revista internacional “Bioresource Technology” de la editorial Elsevier, que publica los últimos avances en el campo de los biofuels, bioprocesos, biomasa, todos relacionado con la protección del medioambiente.
A través de la investigación se comprueba que la Electrofloculación supone un método eficaz para eliminar las algas verdes durante las floraciones en el embalse (95 % de recu-peración del alga). Consecuentemente, se diseñó el proceso más eficaz según los resul-tados obtenidos. Finalmente se concluye que la biomasa resultante puede utilizarse para obtención de biodiesel y reducir, de este modo, tanto el residuo generado como los costes del proceso.
OBJETIVO 4: CALIDAD DEL HÁBITAT FLUVIALLa prevención del fenómeno de eutrofización forma parte de una gestión idónea de los recursos de agua dulce. Evitar y disminuir todos aquellos factores que desencadenan la proliferación de las algas verde-azuladas, y especialmente de las cianobacterias forma par-te de una planificación adecuada de una cuenca hidrográfica.
Dentro de cualquier programa de gestión de cuencas, la planificación hidrológico-forestal es uno de los pilares fundamentales. Dentro de ella, la conservación y restauración de los ecosistemas riparios es un principio básico.
La investigación desarrollada se ha centrado en el papel que representa el bosque de ri-bera, cuya capacidad natural de filtro puede disminuir considerablemente los aportes de nutrientes, reteniendo entre el 10 y el 30% de nitratos del suelo, reduciendo, por lo tanto, alguna de las causas que provocan la eutrofización del río.
[ 171 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Reconociendo todas las investigaciones en este campo, así como la necesidad de alcanzar el buen estado ecológico de los ecosistemas fluviales, se considera ciertamente importante la transferencia de este conocimiento, y sus potenciales avances, a la gestión y manejo de estos espacios, con objeto de ser incorporados en los proyectos, estudios, valoraciones y otros trabajos que se realicen.
Bajo este enfoque se analizan diferentes índices de calidad fluvial, que han sido previa-mente diseñados por diversos autores. . Por esta razón, el principal objetivo que se persi-gue es la aplicación de los tres índices (QBR, RQI e IHF), como indicadores del estado de conservación de los ríos.
En este proceso, se pretende seleccionar el más adecuado de dichos índices, o la com-binación y/o modificación de los mismos, para obtener la mejor herramienta práctica en los proyectos de restauración y conservación del hábitat fluvial, con el objetivo último de asegurar y mejorar la condición de filtro natural que el bosque de ribera ejerce en los ecosistemas acuáticos.
Específicamente, los índices que evalúan la calidad ribereña (QBR y RQI) fueron com-parados, así como fue evaluado el índice de heterogeneidad del hábitat (IHF) como un posible indicador complementario.
Una explicación más profunda sobre el procedimiento llevado a cabo se puede encontrar en el capítulo 4 de esta Tesis, formado por el artículo “Evaluación de la calidad del hábitat fluvial como indicador de su estado de conservación: un caso de estudio en el noroeste de España” publicado en la revista internacional “Ecological Indicators” de la editorial Elsevier.
Los resultados más destacados de esta parte de la investigación revelaron que el índice QBR es un excelente indicador del estado de conservación del bosque de ribera. Concre-tamente, el QBR total sugiere el nivel de urgencia de la restauración en la sección que se evalúa, así como cada uno de sus subíndices, identifica qué elemento del río y/o de la vegetación riparia se encuentra afectada. Por lo tanto, se estima que la aplicación del índi-ce QBR será una herramienta útil en la toma de decisiones para la conservación de estos espacios característicos, especialmente para los técnicos gestores que, como resultado de su experiencia en los procesos biológicos y ecológicos, están involucrados en el diseño y construcción de infraestructuras que afectan a los ecosistemas, en particular en los ríos y en sus riberas.
Por otro lado se destaca el potencial del índice IHF como un recurso de apoyo para el monitoreo de la heterogeneidad del hábitat antes y después de la toma de decisiones y posteriores acciones sobre un ecosistema en concreto.
Para garantizar la función, entre muchas otras que ejercen estas áreas, de “filtro ecológico” en el ecosistema fluvial, reteniendo partículas y nutrientes provenientes de la escorrentía
Anexos [ 172 ]
de las tierras adyacentes, se interpreta que la conservación y restauración de la vegetación de ribera es extremadamente relevante.
OBJETIVO 5: CALIDAD DEL BOSQUE DE RIBERA Y SU RESTAURACIÓN.En investigaciones previas se evaluó el índice más adecuado para la gestión de espacios fluviales, concretamente para la restauración y conservación de los mismos, resultando el índice QBR (índice de Calidad del Bosque de Ribera) el más adecuado para dicho propósi-to. Por lo tanto, y para culminar la investigación realizada en esta Tesis, la parte final ha con-sistido en la evaluación de la calidad y estado del bosque de ribera a través del índice QBR en el tramo alto del río Umia, donde se evaluaron un total de 55 estaciones de muestreo.
Una explicación más profunda se incluye en el artículo que conforma el capítulo 5, cuyo título es “Caracterización de la calidad del bosque de ribera del río Umia para una pro-puesta de restauración”, publicado en la revista internacional “Ecological Engineering” de la editorial Elsevier.
Los resultados de esta investigación demuestran que la aplicación del índice QBR, adap-tado a las singularidades y características del río evaluado, es una herramienta útil y bene-ficiosa en la gestión de las áreas ribereñas.
Finalmente, una vez evaluado el tramo del río objeto de estudio, pueden proponerse me-didas de conservación y restauración, las cuales se encuentran descritas en el artículo en cuestión, y con un desarrollo y detalle mayor en el libro “Conservation and restoration of riparian woodland A case study of rivers in Galicia (Pontevedra)”.
DISCUSIÓN GENERAL Y CONCLUSIONESLa investigación que se ha realizado en la presente Tesis, trata de dar una respuesta inte-gradora desde diversos ángulos a aquellos vacíos actuales en el conocimiento de la comu-nidad científica, para una gestión integral de las cuencas fluviales. Se estima que de este modo, aunando y compatibilizando los esfuerzos y las alternativas que nos dan los proyec-tos de ingeniería con la investigación en los campos que la precisen, se puede alcanzar una gestión sostenible de los recursos naturales en cuestión.
Varias metodologías para la gestión integral de la cuenca hidrográfica del río Umia se han desarrollado y probado en esta Tesis, centrándose principalmente en dar solución a la eu-trofización, combinando diferentes técnicas de prevención y medidas correctoras, las que se resumen a continuación:
[ 173 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
›› La prevención de la eutrofización mediante el uso de diferentes índices de calidad del hábitat fluvial como indicadores del estado de conservación del ecosistema fluvial.
›› La viabilidad de diversos índices de calidad riparia (y su adaptación al área de estduio) para una adecuada restauración y conservación del bosque de ribera.
›› La influencia de las condiciones meteorológicas en la proliferación y los “blooms” de las algas verde-azuladas existentes en el embalse.
›› La competencia en el crecimiento entre las cianobacterias (Microcystis aeruginosa) con otras algas.
›› La liberación de las toxinas a lo largo del crecimiento de la Microcystis aeruginosa.
›› La recogida de las algas cuando tienen lugar los “blooms” sin afección al ecosistema fluvial.
CONDICIONANTES Y LÍNEAS DE INVESTIACIÓN FUTURASLos estudios desarrollados en esta Tesis cubren períodos de muestreo relativamente cor-tos. Por lo tanto, el seguimiento a largo plazo sería útil para detectar cualquier cambio en las condiciones del hábitat, de la calidad del agua, o incluso de las condiciones ambienta-les dadas. Es esencial tener presente que la eutrofización es un proceso que se ve afectado por diferentes factores, y que evoluciona a lo largo del tiempo.
Finalmente, a continuación se resumen algunos de los aspectos más importantes que se sugiere podrían ser abordados con mayor detalle, como futuras líneas de investigación, con objeto de mejorar el conocimiento sobre las principales cuestiones que surgen de este trabajo.
›› La modelación de la cuenca hidrográfica del río Umia.
›› El diseño y desarrollo de modelos predictivos.
›› Evaluación y cuantificación de la capacidad de filtro del bosque de ribera.
›› Estudio de la liberación de la toxina en profundidad.
›› La recogida de las algas a una mayor escala mediante un sistema piloto controlado.
›› El estudio de la viabilidad del uso de las algas como fuente de energía (biodiesel, pe-llets, etc.) y optimizar el proceso.
›› Diseño de un índice de calidad fluvial propio para ríos gallegos.
ANEXO III
[ 177 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
›› ANEXO III: DESCRIPCIÓN DE LOS FACTORES DE IMPACTO Y OTROS CRITERIOS DE CALIDAD DE LAS PUBLICACIONES
Artículo 1: An assessment of river habitat quality as an indicator of conservation status. A case study in the Northwest of Spain
›› Descriptor del factor de impacto e ISSN de la revista
Artículo 2: Characterization of riparian forest quality of the Umia River for a proposed restoration
›› Descriptor del factor de impacto e ISSN de la revista
Artículo 3: Harvesting green algae from eutrophic reservoir by electrofloccula-tion and post-use for biodiesel production
›› Descriptor del factor de impacto e ISSN de la revista
Artículo 4: Evolution of Eutrophication depending on Environmental Condi-tions: A Case Study in a Reservoir.
›› Descriptor del ISSN de la revista
Indexada en Ulrich’s Periodicals
Artículo 1: An assessment of river habitat quality as an indicator of conservation status. A case study in the Northwest of Spain
›› Descriptor del factor de impacto e ISSN de la revista
Artículo 2: Characterization of riparian forest quality of the Umia River for a proposed restoration
›› Descriptor del factor de impacto e ISSN de la revista
Artículo 3: Harvesting green algae from eutrophic reservoir by electrofloccula-tion and post-use for biodiesel production
›› Descriptor del factor de impacto e ISSN de la revista
Artículo 4: Evolution of Eutrophication depending on Environmental Condi-tions: A Case Study in a Reservoir.
›› Descriptor del ISSN de la revista
Indexada en Ulrich’s Periodicals
Artículo 5: Harvesting green algae from eutrophic reservoir by electrofloccula-tion and post-use for biodiesel production
›› Descriptor del factor de impacto e ISSN de la revista
Artículo 1
Evolution of Eutrophication depending on Environmental Conditions: A Case Study in a Reservoir.
[ 181 ] Modelo conceptual de la eutrofi zación y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
14/5/2015 ulrichsweb.com(TM) -- TheGlobal Source for Periodicals
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Anexos [ 182 ]
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Open Access Digital Library, 01/01/2012Directory of Open Access Journals
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Hellenic Academic Libraries Link, 2012ProQuest
Central (Professional Edition), 01/01/2012ProQuest Central, 01/01/2012ProQuest Central (Alumni), 01/01/2012ProQuest Central (Corporate), 01/01/2012ProQuest Environmental Science Journals, 01/01/2012ProQuest Natural Science Collection, 01/01/2012ProQuest SciTech Collection, 01/01/2012ProQuest Social Science Journals, 01/01/2012ProQuest Social Science Journals (Alumni Edition),01/01/2012ProQuest Social Sciences Premium Collection, 01/01/2012
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Demografía
161
[ 183 ] Modelo conceptual de la eutrofi zación y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
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162
Artículo 2
Harvesting green algae from eutrophic reservoir by electroflocculation and post-use for biodiesel production
[ 187 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Anexos [ 188 ]
[ 189 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Anexos [ 190 ]
[ 191 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Artículo 3
An assessment of river habitat quality as an indicator of conservation status. A case study in the Northwest of Spain
[ 195 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Anexos [ 196 ]
[ 197 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Anexos [ 198 ]
[ 199 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Artículo 4
Characterization of riparian forest quality of the Umia River for a proposed restoration
[ 203 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Anexos [ 204 ]
[ 205 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
Anexos [ 206 ]
[ 207 ] Modelo conceptual de la eutrofización y proliferación de cianobacterias. Un caso de estudio en el embalse de A Baxe
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