PLAN DE VIGILANCIA DEL MEDIO RECEPTOR DEL VERTIDO DE LA ... · marco de diversidad de especies”,...

Ref.: IM16CONSOR

INFORME

"PLAN DE VIGILANCIA DEL MEDIO RECEPTOR DEL VERTIDO DE LA

EDAR DE GALINDO. AÑO 2016"

para

Pasaia, 20 de junio de 2017

Autores:

Marta Revilla (AZTI-Tecnalia) Juan Bald (AZTI-Tecnalia)

Javier Franco (AZTI-Tecnalia) J. Mikel Garmendia (AZTI-Tecnalia)

Iratxe Menchaca (AZTI-Tecnalia) Iñigo Muxika (AZTI-Tecnalia)

J. Germán Rodríguez (AZTI-Tecnalia) Ainhize Uriarte (AZTI-Tecnalia)

Izaskun Zorita (AZTI-Tecnalia) Aitor Laza-Martínez (UPV/EHU)

PLAN DE VIGILANCIA DEL MEDIO RECEPTOR DE LA EDAR DE GALINDO IM16CONSOR

AUTORES Y AGRADECIMIENTOS

La coordinación de este trabajo ha sido llevada a cabo por Marta Revilla,

y en la interpretación de los resultados y realización del informe han

intervenido también Juan Bald, Javier Franco, J. Mikel Garmendia, Iratxe

Menchaca, Iñigo Muxika, J. Germán Rodríguez, Ainhize Uriarte e Izaskun

Zorita, de la Unidad de Investigación Marina de AZTI-Tecnalia.

En las labores de muestreo, toma de datos, análisis de muestras,

elaboración de tablas y figuras y edición del informe ha participado el resto

del personal de dicha unidad, tanto técnicos (Joana Larreta y Victoriano

Valencia), como analistas (Beatriz Beldarrain, Jon Berregi, Luis Cuesta, Maite

Cuesta, Goretti García, Irene Gómez, Deniz Kukul, Mª Victoria Lucero, Inma

Martín, Mikel Nogues y Naiara Serrano) y muestreadores (Gaizka Bidegain,

Carlos Erauskin, Ekaitz Erauskin, Miguel Santesteban e Iker Urtizberea).

Debemos agradecer también la colaboración de la tripulación de EKOCEAN

para la realización de los muestreos de arrastre.

La identificación y recuento de las comunidades bentónicas se llevaron a

cabo en AZTI y en INSUB (Sociedad Cultural de Investigación Submarina, de

Donostia).

La identificación y el recuento de las comunidades de fitoplancton se

llevaron a cabo en el laboratorio de Ecología de la Universidad del País Vasco

por Aitor Laza-Martínez, quien también aportó información de gran utilidad

para la interpretación de los resultados.

Los datos de los concursos de pesca deportiva fueron facilitados por Mª

Carmen Lozano, secretaria de la Federación Vizcaína de Pesca.

Finalmente, queremos destacar la colaboración ofrecida por el Consorcio

de Aguas Bilbao Bizkaia, especialmente a Alejandro de la Sota, Francisco

Hernani y Elena Aspichueta, tanto en lo relativo a la realización de las

campañas de campo como en la entrega de documentación adicional para la

interpretación y discusión de los resultados y, en definitiva, en la organización

general de este trabajo.


ÍNDICE

1. ANTECEDENTES 7

2. INTRODUCCIÓN 13

3. OBJETIVOS 17

4. EL MEDIO FÍSICO 19

5. CALIDAD DEL AGUA 21

5.1. Estuario del Nervión 21

5.1.1. Situación de las estaciones de muestreo y obtención de las muestras 21

5.1.2. Resultados 26

5.1.2.1. Temperatura, pH y salinidad 28

5.1.2.2. Oxígeno disuelto 36

5.1.2.3. Carbono orgánico total 39

5.1.2.4. Nutrientes: nitrógeno amoniacal, nitrato y fosfato 42

5.1.2.5. Parámetros microbiológicos: E. coli y estreptococos fecales 51

5.1.2.6. Clorofila “a” 54

5.1.2.7. Transparencia (profundidad de visión del disco de Secchi) 57

5.1.2.8. Sólidos en suspensión y turbidez 59

5.1.3. Evolución de la calidad de las aguas en los últimos años 64

5.1.3.1. Oxígeno disuelto 66

5.1.3.2. Carbono orgánico total 72

5.1.3.3. Nitrógeno amoniacal 75

5.1.3.4. Coliformes fecales 79

5.1.3.5. Clorofila “a” 82

5.1.3.6. Transparencia (profundidad de visión del disco de Secchi) 82

5.2. Principales tributarios 86

5.2.1. Situación de las estaciones de muestreo y obtención de las muestras 86

5.2.2. Resultados 87

5.3. Resumen y conclusiones 94

6. COMUNIDADES DE FITOPLANCTON 97

6.1. Situación de las estaciones y obtención de las muestras 97

6.2. Métodos analíticos 99

6.3. Resultados 101

6.3.1. Introducción 101

6.3.2. Composición y abundancia del fitoplancton en el estuario 105


6.3.3. Composición y abundancia del fitoplancton en los tributarios 130

6.3.4. Evolución en los últimos años 132

6.3.5. Especies potencialmente perjudiciales 134


7. SEDIMENTOS 143


7.2. Cálculos de los niveles de contaminación 147

7.3. Resultados 149

7.3.1. Resultados de sedimentos en la campaña de 2016 149

7.3.2. Evolución temporal en los sedimentos 159


8. COMUNIDADES DE BENTOS DE SUSTRATO BLANDO 175



8.3. Clasificación de las estaciones según índices bióticos 177

8.4. Resultados 177

8.4.1. Taxonomía y parámetros estructurales en 2016 177

8.4.2. Evolución del bentos entre 1989 y 2016 189

8.4.2.1. Evolución de los parámetros estructurales 189

8.4.2.2. Evolución del bentos con el índice AMBI 210


9. COMUNIDADES DE FAUNA DEMERSAL 219



9.3. Resultados 224

9.3.1. Resultados de la campaña de 2016 224

9.3.2. Evolución histórica 228

9.3.2.1. Evolución histórica de la zona de Olabeaga 232

9.3.2.2. Evolución histórica de la zona de Rontegi 235

9.3.2.3. Evolución histórica de la zona de Lamiako 238

9.3.2.4. Evolución histórica de la zona del Abra interior 241



10. DISCUSIÓN GENERAL 247

10.1. Evolución a largo plazo de las condiciones de oxigenación 248

10.2. Oxígeno disuelto y bentos de sustrato blando 255

10.3. Estándares de calidad para el oxígeno disuelto 256

10.4. Calidad físico-química de los sedimentos 258

10.5. Comunidades del bentos de sustrato blando 259

10.6. Comunidades de fauna demersal 261

10.7. Evolución global del estuario 264

11. CALIDAD DEL ESTUARIO CONFORME A LA DIRECTIVA

MARCO DEL AGUA 267

11.1. Introducción 267

11.2. La Directiva Marco del Agua (DMA) 268

11.3. Evaluación del estado de las masas de agua según la DMA 269

11.4. Evaluación del estado de las masas de agua en la CAPV 271

11.5. Evaluación del estado del estuario del Nervión con la información

del seguimiento realizado para el CABB 275

11.5.1. Físico-química en aguas 278

11.5.2. Comunidades de fitoplancton 283

11.5.3. Comunidades bentónicas de sustrato blando 287

11.5.4. Comunidades de fauna demersal 289

11.5.5. Impacto general del vertido sobre el medio receptor 290

12. RESUMEN Y CONCLUSIONES 293

12.1. Calidad del agua 293

12.2. Comunidades de fitoplancton 294

12.3. Sedimentos 295

12.4. Comunidades del bentos de sustrato blando 296

12.5. Comunidades de fauna demersal 297

13. OBSERVACIONES Y RECOMENDACIONES 299

14. BIBLIOGRAFÍA 301

1. Antecedentes 7


1. ANTECEDENTES

En el año 1979 se aprobó el denominado Plan Integral de Saneamiento

del Bilbao Metropolitano, puesto en marcha por el entonces denominado

Consorcio de Aguas del Gran Bilbao (hoy en día Consorcio de Aguas Bilbao

Bizkaia, CABB), con el objetivo de conseguir un agua tal que “permitiera la

presencia en todo el tramo fluvial de vida acuática, dentro de un amplio

marco de diversidad de especies”, y la recuperación de las playas interiores

del Abra. Se trataba del proyecto medioambiental más ambicioso de Euskadi.

Antes de ponerse en marcha dicho Plan, Bizkaia sufría la degradación

medioambiental de sus ríos y, en particular, de la ría del Nervión, por la falta

de infraestructuras y el incorrecto uso del agua, malos olores, contaminación,

falta de control de los vertidos, etc.

A lo largo de más de 30 años, y como seguimiento del "Plan Integral de

Saneamiento de la Comarca del Gran Bilbao", el CABB ha invertido

importantes recursos en la recogida de datos hidrográficos y de variables del

agua para calibrar y validar un modelo matemático referente a la calidad del

agua en la ría del Nervión. Asimismo, se inició un amplio programa de

seguimiento que, basado en trabajo de campo, tiene por objeto comprender

el funcionamiento de este ecosistema estuárico, establecer las condiciones

ambientales iniciales (antes de la entrada en funcionamiento del Plan) y su

evolución durante el proceso de saneamiento. Todo ello, con el objetivo de

determinar la eficacia de este ambicioso Plan de Saneamiento para la

reducción de la contaminación en la zona y conocer hasta qué punto estas

actuaciones son capaces de devolver al ecosistema las condiciones originales.

Un primer estudio, que incluía todos los aspectos relativos al medio

ambiente acuático del Abra y las aguas costeras adyacentes, fue realizado por

la Universidad del País Vasco en 1983 y 1984 (UNIVERSIDAD DEL PAIS

VASCO, 1985). También se inició 1983 el estudio de las comunidades

bentónicas de sustrato rocoso, mediante un convenio de colaboración entre el

CABB y los departamentos de Biología Vegetal-Ecología, y Zoología-Biología

Celular Animal, de la Universidad del País Vasco. Desde entonces, se han

venido realizando periódicamente campañas de muestreo en el Abra en el

marco del proyecto titulado "Seguimiento del estudio oceanográfico del Abra

de Bilbao y de su entorno. Bentos de sustrato duro".

1. Antecedentes 8


Desde el año 1988 se viene realizando el seguimiento de las

comunidades faunísticas en el estuario del Nervión con periodicidad anual. La

parte biológica de estos trabajos ha sido realizada por empresas contratadas

para tal fin por el CABB. Así, en 1988 personal de AES ("Analytical and

Environmental Services Ltd.", que formaba parte de la compañía británica

"Northumbrian Water Group Plc.", también denominada ENTEC) estuvo

presente en las campañas con el objeto de observar los procedimientos de

muestreo y realizar recomendaciones. Esta misma compañía estuvo

directamente involucrada, junto con el CABB, en los muestreos de arrastre

desde 1989 hasta 1993 (AES, 1992; 1993a, b, c; ENTEC, 1994).

A finales de 1993, el CABB solicitó a AZTI una propuesta y presupuesto

para la identificación de las muestras de plancton, bentos y epibentos, así

como para proporcionar asistencia técnica en los muestreos de arrastre. En

1994 se trabajó de esta manera, siendo elaborado por ENTEC el informe de

los datos obtenidos por el CABB y AZTI (ENTEC, 1995).

Para 1995 y 1996 se amplió el convenio de colaboración, de manera que

además de los trabajos mencionados, el CABB solicitó a AZTI la realización

del informe anual del seguimiento ambiental. Dichos informes fueron

entregados en abril de 1996 y 1997 (BORJA et al., 1996a; FRANCO et al.,

1997). Para las campañas de 1997 el convenio de colaboración fue renovado

en condiciones similares a las del año anterior.

Para las campañas realizadas a partir de 1998, el CABB contrató a AZTI.

Tales trabajos se reflejaron en los correspondientes informes, que se

presentan con frecuencia anual.

Por otra parte, en noviembre de 2007, mediante resolución del Director

de Aguas del Departamento de Medio Ambiente y Ordenación del Territorio

del Gobierno Vasco, se concedió la autorización para el vertido desde tierra al

mar de las aguas residuales urbanas procedentes de la EDAR de Galindo.

Dicha autorización lleva asociado un Plan de Vigilancia y Control del vertido,

tanto en el efluente como en el medio receptor. Para este último, se deben

estudiar las comunidades bentónicas, las concentraciones de contaminantes

en organismos indicadores y en sedimentos, y diversas variables en la

columna de agua.

1. Antecedentes 9


Con el objeto de dar cumplimiento a dicho Plan de Vigilancia y Control,

AZTI lleva a cabo para el CABB los correspondientes estudios anuales. El

presente informe da cuenta de los resultados obtenidos en las campañas de

2016 y de la evolución temporal que presentan las variables requeridas en el

Plan de Vigilancia y Control del vertido de la EDAR de Galindo.

Cambios realizados respecto a años anteriores

En informes de años anteriores ya se explicaban las modificaciones que

se han ido produciendo en este trabajo en cuanto a las variables y medios

estudiados (ver FRANCO et al., 2013). En el año 2013 se hicieron algunos

cambios orientados a un mejor cumplimiento de los requerimientos asociados

al plan de vigilancia del medio receptor correspondiente a la autorización de

vertido de la EDAR de Galindo. A continuación, se presenta una explicación de

los cambios más recientes y, especialmente, de los acaecidos en 2013.

No se han producido cambios en la estrategia de muestreo con relación

a las campañas para valorar la calidad del agua. En cuanto a las variables

analizadas, en 2013 se amplió su número respecto a años anteriores; dichas

variables se presentan en la Tabla 5.1.

Con respecto a las comunidades de fitoplancton, desde 2013 se hacen

cuatro campañas, una en cada estación del año, tomándose 8 muestras en

cada una de ellas, en las estaciones habituales. De esta manera, a diferencia

de años anteriores, en los que las campañas se centraban en las épocas de

mayor crecimiento del fitoplancton, se ajustan los muestreos con los

requerimientos de la Directiva Marco del Agua. Además, se toman muestras

adicionales en el tramo final de los principales tributarios durante las

campañas de primavera y verano.

1. Antecedentes 10


Desde 2013 no se realizan campañas de toma de muestras de

zooplancton. Este componente, por lo tanto, no se evalúa. Conviene señalar

que el zooplancton no se halla contemplado en la Directiva Marco del Agua

como uno de los elementos biológicos para la valoración del estado ecológico,

si bien en el estuario del Nervión el zooplancton ha reflejado claramente el

proceso de mejoría asociado a la implantación del plan de saneamiento, tal y

como ha sido presentado en los correspondientes informes. Además, su

estudio ha permitido constatar también en este estuario uno de los factores

de cambio global que están alterando la estructura y funcionamiento de los

sistemas naturales en todo el planeta, como es el proceso de entrada y

asentamiento de especies exóticas (ver, por ejemplo, FRANCO et al., 2013).

Con respecto a los sedimentos y a las comunidades bentónicas de fondo

blando, en los últimos años el trabajo se está centrando en las zonas media e

interior del estuario, ya que en la zona exterior (Abra) la variabilidad en

dichos componentes se ve sobre todo afectada por factores naturales o por

factores antrópicos diferentes a los vertidos y el saneamiento (como, por

ejemplo, los dragados y las obras de ampliación del puerto). Por ello, en 2010

se tomaron muestras en varias zonas no estudiadas hasta entonces y que

revisten gran interés por la relevancia de la información que podían

proporcionar, como las diferentes dársenas de la zona media e interior del

estuario (Benedicta, Udondo, Axpe, Portu y canal de Deusto). El estudio de

dichas zonas proporciona información del estado de las comunidades en áreas

que se hallan en un proceso de recuperación o de cambios.

Las estaciones muestreadas actualmente para sedimentos y

comunidades bentónicas de fondo blando se consideran representativas para

evaluar los posibles impactos de los vertidos de la red de saneamiento

gestionada por el CABB. Se incluyen estaciones que gozan de un amplio

registro histórico en este seguimiento, lo que permite valorar posibles

tendencias temporales a largo plazo. Además, se dispone de estaciones más

recientes, como las situadas en las dársenas (desde 2010) y una estación

nueva desde 2013, aguas abajo del vertido de la EDAR de Galindo antes de

su confluencia con el estuario principal.

1. Antecedentes 11


Entre 2004 y 2010 se llevaron a cabo análisis ecotoxicológicos para

evaluar el grado de toxicidad de los sedimentos en diferentes zonas del

estuario. En el informe de 2010 (FRANCO et al., 2011) se presentaron los

resultados de los ensayos ecotoxicológicos realizados hasta entonces (2004-

2010). Se concluyó que, salvo en casos muy puntuales, en estaciones de la

zona media-interior, no se apreciaba toxicidad aguda significativa de los

sedimentos sobre los organismos empleados. Por ello, se consideró apropiado

no llevar a cabo tales ensayos en 2011, ni tampoco posteriormente.

Al mismo tiempo, en 2011 se decidió comenzar un estudio para evaluar

los efectos biológicos de los contaminantes sobre peces mediante el empleo

de biomarcadores y estudios de bioacumulación; todo ello aprovechando que

durante los muestreos de fauna demersal se capturan bastantes individuos de

especies muy adecuadas para este fin, como son los peces planos y los

gobios de arena (Pomatoschistus spp.). En las campañas de 2012, 2013 y

2014 se continuó con dicho estudio, con el fin de que se obtuviese una

cantidad representativa de datos. Tras el estudio de dichos datos se consideró

suficiente su realización cada tres años. Por lo tanto, el siguiente estudio se

realizará en 2017.

Con respecto a la fauna demersal, los trabajos se llevan realizando de

manera similar desde hace varios años, con el estudio de este componente -

contemplado en la Directiva Marco del Agua para aguas de transición- en una

campaña anual en cuatro tramos del estuario.

En lo referente a las comunidades de bentos de fondo rocoso, este

componente se estudia ahora cada tres años. Habiéndose realizado una

campaña previa en 2012, la siguiente ha tenido lugar en 2015.

Por último, en cuanto a la estructura del informe, ésta se mantiene

similar a la adoptada a partir del año 2007. Así, se presenta para cada

componente estudiado: la metodología, los resultados y unas conclusiones.

Se presenta después una discusión general de los diferentes componentes

estudiados, seguida del apartado “Estado de calidad del estuario del Nervión:

evaluación conforme a la Directiva Marco del Agua”. Este apartado pretende

ofrecer una aproximación del estado de calidad del estuario de acuerdo a los

criterios y requerimientos establecidos en Directiva 2000/60/CE. Por último, el

informe finaliza con unas conclusiones y recomendaciones generales.

2. Introducción 13


2. INTRODUCCIÓN

El comienzo del periodo de gran desarrollo industrial de Bilbao podría

situarse a finales del siglo XIX. En esa época, gracias a la abundancia de

mineral de hierro en la cuenca baja del Nervión, se desarrolla una importante

industria siderúrgica. En torno a la Ría se van asentando numerosas

industrias, favorecidas por el notable tráfico marítimo que acarrea El Abra y la

Ría de Bilbao. Al mismo tiempo, crece la población de la capital vizcaína, en

buena medida por la inmigración desde diversas zonas de España ante las

buenas perspectivas laborales.

Durante el siglo XX el Gran Bilbao se consolida como una de las zonas

más desarrolladas económicamente del país, así como uno de los principales

núcleos de población (entre 500.000 y 1.000.000 de habitantes) y, quizás, la

principal área industrial y de tráfico marítimo.

El asentamiento de las mencionadas industrias, junto con el incremento

poblacional (entre 1900 y 1975 la población se cuadriplicó) fue generando

una gran cantidad de vertidos y residuos. En el año 1900 Bilbao contaba con

un sistema de saneamiento excepcional para la época. Dos colectores, uno

por la margen izquierda del Nervión y otro por la margen derecha, recogían

las aguas residuales de una red de alcantarillado separativa para, mediante

dos pasos subfluviales, conducirlas, en la zona más baja de la ciudad,

Elorrieta, a un gran depósito enterrado y, posteriormente, a través de una

estación de bombeo, con una tubería de impulsión de casi 15 km, enviar las

aguas al mar, en un lugar de la costa próximo a Punta Galea. Este proyecto,

de principios del siglo XX, fue abandonándose hasta llegar prácticamente a su

inutilización total a principio de los años 70. La construcción del canal de

Deusto en la década de los 50 había seccionado el colector principal,

recogiéndose en la época final únicamente las aguas del barrio bilbaíno de

San Ignacio. Las aguas de Bilbao acabarían vertiéndose directamente a la Ría,

al igual que ocurría con el resto de municipios de la cuenca. El sistema recibía

todo tipo de desechos y residuos: descargas procedentes de la industria

minera, vertidos procedentes de industrias químicas, fertilizantes, aguas

residuales de origen urbano, etc. De esta forma, hasta el año 1989 todas

estas descargas son vertidas al estuario sin ningún tipo de tratamiento.

2. Introducción 14


De este modo la calidad de las aguas se fue deteriorando

progresivamente, hasta llegar a una situación de extrema degradación

ambiental (desaparición de flora y fauna, altas concentraciones de

contaminantes en aguas y sedimentos, contaminación microbiológica en las

playas del Abra). La ría de Bilbao había pasado de ser una ría de baños y

pesca a convertirse en una “cloaca navegable”.

En marzo de 1967 se constituye el Consorcio de Aguas, para dar

respuesta, con carácter supramunicipal, a los graves problemas de

abastecimiento de agua y saneamiento del área metropolitana.

En el año 1979 se aprueba el "Plan Integral de Saneamiento de la

Comarca del Gran Bilbao", ante la preocupación relativa a varios aspectos

indicadores de una precaria situación ambiental de la zona: eutrofización del

Nervión, evidente contaminación derivada de diversos tipos de vertidos, mal

olor en numerosos tramos del cauce, contaminación microbiana de las playas

locales, etc. Se estableció como objetivo de calidad final conseguir un agua tal

que “permitiera la presencia en todo el tramo fluvial de vida acuática, dentro

de un amplio marco de diversidad de especies”, y la recuperación de las

playas interiores del Abra.

El Plan, uno de los proyectos de saneamiento más ambiciosos de los

existentes en el Estado, consiste en una red de más de 300 km de

interceptores y colectores, y unos 100 kilómetros de alcantarillado

remodelado, que confluyen en plantas depuradoras (Figura 2.1). La gran obra

por excelencia del Plan se encuentra en Sestao: es la Estación Depuradora de

Aguas Residuales de Galindo (Figura 2.2). Su construcción comenzó en 1985

y desde 1990, año en el que concluyeron las obras en Galindo, se depuran al

día 350.000 metros cúbicos de aguas residuales con un caudal máximo de

12.150 litros por segundo.

La inversión total del Plan de Saneamiento es cercana a los 1.000

millones de euros. El Plan da cobertura a una población cercana al millón de

habitantes (81% de la población de Bizkaia y 45% de la CAPV). Actualmente

la configuración original del Plan de Saneamiento está prácticamente

completada. Las obras relativas a los principales procesos y fases del

saneamiento ya han finalizado y actualmente se acometen actuaciones para

mejorar el sistema, como la detección de vertidos aún no conectados a la red,

construcción de depósitos de tormentas, etc.

2. Introducción 15


Figura 2.1. Sistema General de Saneamiento (Fuente: CABB:

http://www.consorciodeaguas.com/).

Se debe señalar que la UE (Directiva 91/271/CEE) estableció en 1991 la

necesidad de depuración de las aguas fecales antes del fin del año 2000 para

aquellas ciudades con más de 15.000 habitantes equivalentes, y del 2005

para las que tienen entre 2.000 y 15.000 habitantes equivalentes. El Plan

Integral de Saneamiento del Gran Bilbao se encuadra en el Plan Nacional de

Saneamiento y Depuración de Aguas Residuales, aprobado por el Consejo de

Ministros el 17 de febrero de 1995. Este Plan, concebido para su realización

en diez años (1995-2005), intentaba establecer un sistema de depuración

que cumpliera la citada directiva europea, para lo cual el Estado invirtió medio

billón de pesetas en el periodo mencionado.

http://www.consorciodeaguas.com/

2. Introducción 16


Figura 2.2. Estación depuradora de aguas residuales de Galindo (infografía de José

Miguel Mayo, con información del CABB).

3. Objetivos 17


3. OBJETIVOS

El primer y principal objetivo de este trabajo es llevar a cabo el Plan de

Vigilancia y Control del vertido en el medio receptor asociado a la autorización

para el vertido desde tierra al mar de las aguas residuales urbanas

procedentes de la EDAR de Galindo; dicha autorización fue concedida en

noviembre de 2007 mediante resolución del Director de Aguas del

Departamento de Medio Ambiente y Ordenación del Territorio del Gobierno

Vasco. Otros objetivos de este trabajo son:

- Contribuir a una mejor comprensión del funcionamiento del estuario del

Nervión, tanto desde un punto de vista físico-químico como desde la

perspectiva biológica y, por extensión, ecológica. Junto con los resultados

obtenidos en trabajos anteriores, se determinarán las condiciones

ambientales existentes en el área de estudio y las escalas (tanto espaciales

como temporales) y magnitudes de variabilidad de las mismas.

- Continuar el seguimiento que desde hace varios años se viene realizando

para identificar, en su caso, tendencias temporales y espaciales de las

condiciones ambientales. Ello permitirá evaluar el grado de eficiencia de las

medidas tomadas para reducir la contaminación.

- Evaluar el estado ecológico de las masas de agua de transición del estuario

del Nervión en base a los criterios y requerimientos de la Directiva Marco del

Agua.

4. El medio físico 19


4. EL MEDIO FÍSICO

Las coordenadas geográficas del estuario del Nervión en su zona media

son 43⁰ 20'N, 3⁰ 1'W. Está situado en la plataforma continental de la costa

Cantábrica. Este sistema recibe los aportes fluviales del Nervión e Ibaizabal,

así como de otros afluentes de menor importancia que vierten a lo largo del

estuario, como son el Kadagua y el Galindo en la margen izquierda, y el Asua

y el Gobela en la derecha.

En conjunto, el sistema drena una cuenca de unos 1.700 km2, de los

cuales casi el 90 % corresponden a las cuencas del Kadagua, Nervión e

Ibaizabal (GARCÍA-BIKUÑA y DOCAMPO, 1990). Como casi todos los sistemas

fluviales que desembocan en el Cantábrico, los ríos de esta cuenca son cortos

y de carácter torrencial. El caudal medio que toda la cuenca aporta al estuario

varía en un rango de 25 a 30 m3 s-1, de los cuales más del 90% corresponden

a la suma del Kadagua, Nervión e Ibaizabal.

Según la clasificación geomorfológica propuesta por PRITCHARD (1967),

el estuario del Nervión pertenece al tipo de "valle fluvial inundado". La

configuración actual de este tipo de estuarios es debida a la ocupación por el

mar -transgresión flandriense- de antiguos valles fluviales hace unos pocos

miles de años, aunque desde entonces se han sucedido varios episodios de

regresiones y transgresiones, con una estabilización del nivel del mar (nivel

actual) hace poco más de 1.000 años (RIVAS y CENDRERO, 1992).

Este estuario presenta en la actualidad una configuración notablemente

distinta a la que presentaba originalmente (desde la fase de estabilización del

nivel del mar). Así, debemos destacar la pérdida de marismas y dunas que

ocupaban ambas márgenes hace un par de siglos y la construcción de los

diques exteriores, a finales del siglo pasado, que convirtieron su

desembocadura en puerto de comercio internacional (URRUTIA, 1986). Según

cálculos de RIVAS y CENDRERO (1992), el estuario del Nervión presenta en la

actualidad un 68,7% de la superficie original. Del área pérdida, un 94% lo ha

sido por actuaciones humanas y sólo un 6% por acreción natural.

4. El medio físico 20


Aunque existen diversas opciones para asignar los límites de un estuario

(PRITCHARD, 1967; FAIRBRIDGE, 1980; KETCHUM, 1983), si tomamos como

límite interior la zona donde deja de notarse la influencia mareal, el estuario

del Nervión comenzaría en el barrio bilbaíno de la Peña, a unos 8 kilómetros

aguas abajo de la confluencia entre el Nervión y el Ibaizabal. El límite exterior

sería mucho más difícil de precisar, aunque lo más útil es considerar como tal

la línea imaginaria entre punta Lucero y punta Galea.

La zona superior del estuario se localiza a lo largo del Casco Viejo de

Bilbao y consiste en un estrecho canal mareal, relativamente somero que, en

marea baja, se convierte en un río de flujo moderado. Aguas abajo del Puente

del Ayuntamiento el estuario se halla dragado hasta 6-8 m por debajo del

nivel medio de la marea baja. Hasta el Puente de Bizkaia, a unos 15 km del

límite interior de la marea, continúa siendo un canal relativamente estrecho,

si bien en algunas zonas existen ensanchamientos notables (canal de Deusto,

dársenas de Axpe, Udondo y la Benedicta). En toda esta zona interior, que

acumula menos del 10% del volumen total del estuario (URRUTIA, 1986),

existen algunos vertidos contaminantes, tanto de origen urbano como

industrial, que vierten directamente o a través de algunos tributarios.

Aguas abajo de Portugalete y las Arenas el estuario se ensancha y forma

el Abra de Bilbao, que almacena el 90% del agua estuárica. Se pueden

distinguir dos zonas: el Abra interior, delimitado exteriormente por el dique

de Santurtzi y el contramuelle de Algorta, donde se concentra la actividad

portuaria, y el Abra exterior, de unos 5 km de largo y 3,5 km de ancho,

delimitado por punta Galea y el dique de punta Lucero, con una profundidad

entre 15 y 30 m en buena parte del área. Desde finales de los años 90, en la

margen izquierda del Abra exterior (entre Santurtzi y Zierbena) se están

llevando a cabo obras de ampliación del Puerto de Bilbao.

5. Calidad del agua 21


5. CALIDAD DEL AGUA

5.1. Estuario del Nervión

5.1.1. Situación de las estaciones de muestreo y obtención de

las muestras

El estudio de la calidad del agua en el estuario del Nervión conlleva el

tratamiento e interpretación de datos de variables físico-químicas,

microbiológicas y concentración de clorofila “a”. Para muchas de las

variables, los muestreos abarcan más de dos décadas de seguimiento y se

han realizado con una frecuencia casi mensual (Tabla 5.1).

Tabla 5.1. Variables del agua que incluye el seguimiento del estuario del Nervión y

su profundidad de medida (S: Superficie; F: Fondo). Se indican las unidades y la

fecha de comienzo de disponibilidad de datos.

Variable (unidades) Profundidad Fecha de comienzo

Amonio (µmol l-1) S Abril de 1990

Nitrato (µmol l-1) S Julio de 2013

Nitrógeno total (mg l-1) S Febrero de 2015

Fosfato (µmol l-1) S Julio de 2013

Coliformes fecales (CFU 100ml-1) S Febrero de 1993 (hasta 2014)

E. coli (NMP 100ml-1) S Abril de 2008

Estreptococos fecales (CFU 100ml-1) S Abril de 2013

Oxígeno disuelto, saturación (%) S, F Abril de 1990

Oxígeno disuelto, concentración (mg l-1) S, F Abril de 1990

pH S, F Abril de 1990

Salinidad (USP) S, F Abril de 1990

Temperatura (º C) S, F Abril de 1990

Clorofila “a” (µg l-1) S Septiembre de 1999

Carbono Orgánico Total (mg l-1) S Abril de 1990

Profundidad disco Secchi (m) - Enero de 1999

Sólidos en suspensión (mg l-1) S Julio de 2013

Turbidez (NTU) S, F 2007

Profundidad total (m) - Febrero de 1993



Las unidades empleadas en la salinidad (USP, Unidades de Salinidad

Práctica) son equivalentes a ‰ (g·l-1). En el caso de los nutrientes

disueltos, µg-át l-1 = µmol l-1. Estas unidades son las recomendadas por la

IAPSO (“International Association for the Physical Sciences of the Ocean”).

Los datos y muestras son recogidos por el CABB, en ocho estaciones

situadas a lo largo del eje principal del estuario (Tabla 5.2; Figura 5.1). La

estación más exterior (RESN01) se encuentra en la zona marina, y la más

interior (RESN08) en aguas de carácter casi fluvial. Aunque la mayoría de

las variables se miden en superficie, hay datos de fondo para alguna de

ellas como el oxígeno (Tabla 5.1).

Tabla 5.2. Código y situación de las estaciones/muestras utilizadas en el estuario del

Nervión para la caracterización de la calidad del agua. Se indican las coordenadas

UTM (ETRS89).

Código Profundidad1 Distancia (km)2 Localización UTMX UTMY

RESN01S S 18,5 Abra exterior 497.992 4.799.962

RESN01F F 18,5 Abra exterior 497.992 4.799.962

RESN02S S 16,5 Abra interior 497.509 4.798.548

RESN02F F 16,5 Abra interior 497.509 4.798.548

RESN03S S 14,7 Puente de Bizkaia 498.398 4.797.010

RESN03F F 14,7 Puente de Bizkaia 498.398 4.797.010

RESN04S S 10,9 Axpe 501.637 4.794.976

RESN04F F 10,9 Axpe 501.637 4.794.976

RESN05S S 9,5 Puente de Rontegi 502.071 4.793.684

RESN05F F 9,5 Puente de Rontegi 502.071 4.793.684

RESN06S S 7,1 Zorroza 502.504 4.791.569

RESN06F F 7,1 Zorroza 502.504 4.791.569

RESN07S S 4,0 Puente de Deusto 505.006 4.790.780

RESN07F F 4,0 Puente de Deusto 505.006 4.790.780

RESN08S S 2,1 Arriaga 506.096 4.789.744

RESN08F F 2,1 Arriaga 506.096 4.789.744

(1) S: Superficie; F: Fondo (2) Distancia desde el límite interior de la marea.



1

8

6

5

4

3

C

N20 4 6 km

1

8

6

5

4

3

C

N20 4 6 km

1Abra exterior

Abra interior

20 4 6 km

RESN01

RESN02

RESN03

P. Bizkaia

Axpe

RESN04

P. Rontegi

RESN05

Zorroza

RESN06 P. Deusto

RESN07

Arriaga

RESN08

Kadagua

Nerbioi

Ibaizabal

Figura 5.1. Localización de las estaciones de muestreo de las variables del agua en

el estuario del Nervión. Sus coordenadas se presentan en la Tabla 5.2.

En cada estación se registra la profundidad máxima, la profundidad de

visión del disco de Secchi y, con una sonda multiparamétrica, se realizan

mediciones “in situ” (en superficie y fondo) de temperatura, salinidad, pH,

concentración de oxígeno disuelto, % de saturación de oxígeno, turbidez,

fluorescencia y concentración de clorofila “a” (Figura 5.2). La sonda utilizada

a partir de abril de 2016 ha sido EXO2 599 502-02, previamente se utilizó

una sonda YSI 6600V2.

Además, se toman muestras de agua en superficie para el posterior

análisis de las concentraciones de carbono orgánico total, nutrientes

inorgánicos disueltos, sólidos en suspensión y microbiología. Las muestras

son analizadas en los laboratorios del CABB, según sus propios

procedimientos analíticos.



Figura 5.2. Recogida de muestras y datos de aguas en el estuario del Nervión.

Se emplea un tiempo aproximado de hora y media para realizar el

muestreo de todos los puntos. Hasta el año 2011 el muestreo comenzaba dos

horas después de la pleamar. A partir de 2012 no se tiene en cuenta el

estado de la marea, sino que se escogen sólo días que no coincidan con un

elevado aporte fluvial, con el fin de poder evaluar la calidad de las aguas del

estuario sin la influencia que pudiera tener el río sobre las variables físico-

químicas que describen la calidad del agua (esto es, evitando fuertes

procesos de dilución del agua estuárica y también de aporte de sustancias

disueltas y material particulado por parte del río).

Una vez obtenidos los datos de cada variable, éstos se organizan en

tablas Excel con el fin de llevar a cabo una revisión de los mismos y de

facilitar los análisis matemáticos y estadísticos posteriores. En lo referente

al tratamiento de los datos que se encuentran en cantidades inferiores al

límite de cuantificación, atendiendo al anexo V del Real Decreto 60/2011, se

toma la mitad del valor de dicho límite (BOE, 2011).



A partir de los datos originales se calculan dos variables: una, relativa

a la estructura vertical de la columna de agua (coeficiente de estratificación)

y otra, al balance lumínico (profundidad de la zona fótica).

El coeficiente de estratificación (Cest) se define como:

Cest = (Sf – Ss) /Prof.

Donde Sf es la salinidad en fondo, Ss es la salinidad en superficie y

Prof. es la profundidad.

La profundidad de la zona fótica se calcula multiplicando el valor de

profundidad de visión del disco de Secchi por 2,7. Por último, teniendo en

cuenta la profundidad total en cada estación, se calcula el porcentaje

ocupado por la zona fótica.

En el presente informe se resume de manera gráfica la variabilidad

espacial y temporal que presentó la calidad del agua del estuario del

Nervión en el año 2016. Como fuentes de variabilidad se han tenido en

cuenta: la zona del estuario (estación de muestreo), la profundidad

(superficie, fondo), así como la época del año (día y mes de muestreo).

Además, se ha realizado un estudio de tendencias a largo plazo para

las variables de las que se dispone de una serie temporal extensa. Así, para

estas variables se han calculado los promedios anuales que integran los

datos de superficie y fondo, y se ha aplicado a dichos valores promedio (Y)

una regresión lineal simple respecto al año de medida (X).

Los resultados de los análisis de regresión se muestran de manera

gráfica con rectas de ajuste, así como mediante tablas que incluyen los

parámetros obtenidos con el modelo de regresión. Estos parámetros

concretamente son: la pendiente de la recta, la ordenada en el origen (“y-

intercept”), el coeficiente de determinación (r2, que representa el porcentaje

de la variabilidad de Y que es explicado por el modelo) y la probabilidad de

que la pendiente de la recta sea estadísticamente distinta de cero (p), tal y

como se describen en ZAR (1999).



5.1.2. Resultados

Como se explica en anteriores informes, a la hora de interpretar los

resultados de la calidad del agua se deben tener en cuenta las condiciones

hidrográficas.

Uno de los factores que más influencia tiene en la calidad del agua del

estuario es el estado de la marea. En bajamar, el volumen mínimo de agua

que almacena el estuario (entre el muelle de Churruca y el límite de mareas)

varía entre 10 y 13 millones de m3, para mareas vivas y muertas,

respectivamente. En pleamar, el volumen máximo varía entre 20 y 16

millones de m3 (VALENCIA et al., 2004).

Por lo tanto, el volumen de agua marina que entra y sale del estuario en

cada ciclo mareal semidiurno oscila entre 3 y 10 millones de m3, según se

trate de mareas muertas o vivas, respectivamente.

Junto con la marea, el caudal aportado por los ríos tributarios condiciona

el volumen de agua existente en el estuario en un momento determinado y,

por lo tanto, el grado de dilución de los contaminantes. Además, ambos

factores hidrográficos (estado de la marea y caudal fluvial) explican en gran

medida el tiempo de residencia, esto es, el potencial que tiene el estuario

para renovar sus aguas.

En la Tabla 5.3 se muestran, para el año 2016, algunas variables que

describen el estado de la marea durante el día de muestreo, así como el

caudal fluvial medio diario que recibió el estuario en su cabecera

(considerando el día del muestreo y los cuatro días previos).

En 2016 se realizaron un total de 11 muestreos para evaluar la calidad

del agua del estuario del Nervión. La frecuencia de muestreo fue casi

mensual. El caudal fluvial promedio durante los días cercanos a los muestreos

mostró una fuerte variación anual, estando comprendido en un rango de 2,2

a 108,1 m3 s-1 (Tabla 5.3).



Tabla 5.3. Condiciones de marea y caudal fluvial representativos de la situación del

estuario durante los muestreos de 2016. El caudal corresponde al promedio de 5 días

(el día de muestreo y los 4 días anteriores) para el Nervión + Ibaizabal (estación

NB05, Abusu, de la Red Meteorológica de Bizkaia, Departamento de Medio Ambiente

de la Diputación Foral de Bizkaia).

Fecha Altura

Pleamar (m) Altura

Bajamar (m) Amplitud (m)1

Tipo de marea2

Caudal

(m3 s-1)3

26/01/2016 4,23 0,68 3,55 viva 6,9

15/03/2016 3,81 1,68 2,13 muerta 108,1

13/04/2016 3,70 1,41 2,29 muerta 27,5

10/05/2016 4,29 1,15 3,14 media 5,9

13/06/2016 3,47 1,75 1,72 muerta 2,8

11/07/2016 3,62 1,58 2,04 muerta *

08/08/2016 3,63 1,13 2,50 muerta 2,3

20/09/2016 4,57 0,74 3,83 viva 12,1

10/10/2016 3,28 1,88 1,40 muerta 2,2

22/11/2016 3,70 1,91 1,79 muerta 3,7

19/12/2016 4,13 1,34 2,79 muerta 2,6

(1) Diferencia entre los niveles de pleamar y bajamar (2) Muerta (amplitud <2,8 m); media (amplitud de 2,8 a 3,2 m); viva (amplitud >3,2 m). (3)http://www.bizkaia.eus/Ingurugiroa_Lurraldea/Hidrologia_Ac/Datos_Caudal.asp?Tem_Codigo=2679&Idioma=CA&MapaActual

*No existen datos para mostrar en el rango de fechas seleccionadas

En 2016 las campañas mensuales realizadas desde junio hasta

diciembre, excepto en septiembre, se caracterizaron por caudales

relativamente bajos (<5 m3·s-1). En julio no existen datos para mostrar en el

rango de fechas seleccionadas. Cabe destacar que hasta bien entrado el

otoño las condiciones fueron típicas de verano. Las campañas con mayor

caudal se hicieron en marzo y abril. En febrero no se realizaron muestreos

debido al mal estado de la mar.

En cuanto a la marea, la mayoría de los muestreos (8 de 11) se

realizaron en condiciones de mareas muertas, con una amplitud comprendida

entre 1,4 y 2,7. En el resto, la amplitud varió entre 3,14 y 3,83 m, lo cual

corresponde a mareas medias y vivas (Tabla 5.3).

http://www.bizkaia.eus/Ingurugiroa_Lurraldea/Hidrologia_Ac/Datos_Caudal.asp?Tem_Codigo=2679&Idioma=CA&MapaActual

http://www.bizkaia.eus/Ingurugiroa_Lurraldea/Hidrologia_Ac/Datos_Caudal.asp?Tem_Codigo=2679&Idioma=CA&MapaActual



5.1.2.1. Temperatura, pH y salinidad

El rango de temperaturas observado durante 2016 varió entre 7,9 °C

(valor registrado en marzo, en la estación más interior, Arriaga, en superficie)

y 23,3 °C (valor registrado en agosto, en Zorroza en superficie). La

temperatura media anual (media aritmética de los valores de todas las

estaciones, superficie y fondo) fue de 16,1 °C.

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26 ENERO

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15 MARZO

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13 ABRIL

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10 MAYO

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13 JUNIO

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11 JULIO

SUP

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Figura 5.3. Distribución de la temperatura (°C) a lo largo del estuario en las

campañas de 2016, en superficie y fondo. Eje X: distancia desde el límite interior de

la marea.



Tal y como se viene observando desde el inicio del seguimiento, durante

2016 se han observado también diferencias de temperatura entre las capas

de superficie y de fondo (Figura 5.3). En general, durante los meses fríos del

año la capa superficial, que recibe mayoritariamente el agua dulce procedente

de los ríos tributarios, se encuentra más fría que la del fondo. Esta situación

se invierte durante los meses cálidos, en los que el agua de la capa

superficial, expuesta directamente a la insolación, se encuentra a mayor

temperatura que el agua marina del fondo.

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8 AGOSTO

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20 SEPTIEMBRE

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10 OCTUBRE

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22 NOVIEMBRE

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19 DICIEMBRE

SUP

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Figura 5.3. (Cont.) Distribución de la temperatura (°C) a lo largo del estuario en las


la marea.



En cuanto al pH, los valores variaron entre 7,1 y 8,4. Al igual que en

años precedentes, se observaron diferencias entre superficie y fondo (Figura

5.4). Dichas diferencias fueron más acusadas en la zona interior y media del

estuario, donde el pH mostró valores generalmente más bajos en fondo. En

las estaciones más cercanas al mar el pH mostró valores bastante similares

entre los dos niveles de profundidad.

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13 ABRIL

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10 MAYO

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13 JUNIO

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26 ENERO

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15 MARZO

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11 JULIO

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Figura 5.4. Distribución del pH a lo largo del estuario en las diferentes campañas de

2016, en superficie y fondo. Eje X: distancia desde el límite interior de la marea.



En las aguas de fondo el pH tendió a aumentar desde el interior del

estuario hacia el mar (Figura 5.4). Por el contrario, en las aguas de superficie

la variabilidad espacial no fue tan predecible.

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10 OCTUBRE

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22 NOVIEMBRE

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8 AGOSTO

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20 SEPTIEMBRE

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19 DICIEMBRE

SUP

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Figura 5.4. (Cont.) Distribución del pH a lo largo del estuario en las diferentes


la marea.



La distribución de la salinidad en las diferentes estaciones se muestra en

la Figura 5.5. Se observa una fuerte estratificación, con diferencias muy

marcadas entre la capa superficial y la del fondo, sobre todo en la zona

interior, zona en la que se recibe el aporte de agua dulce de los principales

tributarios.

En general, los valores de salinidad observados a lo largo del año son

muy similares y comparables a los obtenidos en las campañas anteriores.

Estos perfiles muestran que el estuario se comporta como un sistema

fuertemente estratificado. La diferencia de densidad del agua superficial

salobre respecto al agua marina, que penetra por el fondo, dificulta el

intercambio en el eje vertical, lo cual promueve el mantenimiento de notables

diferencias entre las aguas de superficie y las de las capas inferiores. Ello

explica que la distribución en la columna de agua de numerosas variables

asociadas al estado de calidad (oxígeno disuelto, concentraciones de

contaminantes, bacterias, etc.) presente también grandes diferencias entre

superficie y las capas inferiores.

La cuña de agua salina, más densa, penetra por debajo de las aguas

superficiales hasta la estación más interior (Arriaga), mostrando siempre esta

estación el mayor gradiente de salinidad. A partir del kilómetro 10

aproximadamente (entre Axpe y el Puente de Rontegi) la mezcla entre capas

aumenta considerablemente de forma que en los últimos kilómetros del

estuario la estratificación se debilita (Abra interior y exterior), sobre todo

entre los meses de agosto y diciembre, en que el caudal de los ríos tributarios

es mínimo.

El estuario del Nervión es un sistema fuertemente estratificado en su

zona interior (Ría) y parcialmente estratificado en el exterior (Abra interior y

exterior). Se pueden diferenciar una capa superior de la columna de agua con

flujo neto hacia el mar y una capa inferior con flujo neto hacia el interior

(Figura 5.6). Entre ambas capas hay una zona de flujo neto nulo, a través de

la cual se produce un intercambio vertical turbulento (URRUTIA, 1986).



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26 ENERO

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11 JULIO

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Figura 5.5. Distribución de la salinidad (USP) a lo largo del estuario en las campañas

de 2016, en superficie y fondo. Eje X: distancia desde el límite interior de la marea.



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22 NOVIEMBRE

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8 AGOSTO

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19 DICIEMBRE

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Figura 5.5. (Cont.) Distribución de la salinidad (USP) a lo largo del estuario en las


la marea.



Figura 5.6. Esquema general relativo a la estructura vertical de la columna de agua y

la circulación vertical diferencial en el estuario del Nervión.



5.1.2.2. Oxígeno disuelto

Debido a la fuerte estratificación salina comentada anteriormente, la

concentración de oxígeno disuelto (OD) suele presentar diferencias entre la

capa superficial y la de fondo (Figura 5.7).

En las aguas de fondo (entre junio y diciembre) y en las aguas de

superficie (entre junio y julio), se observó cierto déficit de oxígeno, con

valores próximos o inferiores al 60% de saturación, en la zona interior del

estuario (Figura 5.7). En la zona interior del estuario la concentración de OD

en superficie es generalmente elevada debido a la influencia del agua fluvial,

normalmente bien oxigenada.

Como ya ocurriera en campañas anteriores, en 2016 se observa una

tendencia espacial del porcentaje de saturación de oxígeno, donde los valores

tienden a aumentar hacia el exterior del estuario. A partir de Rontegi, debido

a la entrada de agua marina bien oxigenada, el porcentaje de saturación de

oxígeno disuelto fue superior al 60% en todos los muestreos llevados a cabo

durante 2016.

Sólo en las estaciones situadas en la cabecera (Arriaga y Deusto) y

durante meses muy cálidos (desde junio a septiembre), hubo déficit de

oxígeno en aguas de fondo (Figura 5.7). No obstante, en 2016 no se ha

observado ninguna situación de hipoxia severa (< 20% de saturación). El

oxígeno en la capa de fondo suele aumentar desde la cabecera del estuario

del Nervión, progresivamente, en dirección al mar. En el muestreo de

septiembre en las aguas de fondo se observaron excepciones a este patrón,

con ligeros descensos en la zona media que podrían reflejar el impacto del río

Galindo y quizás de algunos vertidos directos en la zona de Erandio.

Actualmente, este río es el receptor directo de las principales cargas

contaminantes que recibe el estuario (ríos Granada y Ballonti y efluente de la

EDAR de Galindo).



Al igual que en 2015, hay que destacar la sobresaturación (110-130%)

observada entre junio y agosto en el tramo medio y exterior del estuario

(entre Zorroza y Abra). Esto ocurrió principalmente en las aguas de

superficie, con algún caso puntual en las de fondo. Estos valores tan elevados

en la zona media del estuario podrían indicar una situación de elevado

crecimiento del fitoplancton, con la consiguiente producción de oxígeno por

fotosíntesis.

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26 ENERO

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11 JULIO

SUP

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Figura 5.7. Distribución de la concentración de oxígeno disuelto (% saturación) a lo

largo del estuario en las campañas de 2016, en superficie y fondo. La línea negra

corresponde al 60% de saturación (estándar de calidad del Plan Integral de

Saneamiento) y la roja al 20% (valor por debajo del cual se produce la mortalidad de

organismos bentónicos). Eje X: distancia desde el límite interior de la marea.



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19 DICIEMBRE

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Figura 5.7. (Cont.) Distribución de la concentración de oxígeno disuelto (%

saturación) a lo largo del estuario en las campañas de 2016, en superficie y fondo. La

línea negra corresponde al 60% de saturación (estándar de calidad del Plan Integral

de Saneamiento) y la roja al 20% (valor por debajo del cual se produce la mortalidad

de organismos bentónicos). Eje X: distancia desde el límite interior de la marea.



5.1.2.3. Carbono orgánico total

Como en años anteriores, la materia orgánica presente en el estuario se

ha medido en forma de carbono orgánico total (COT). Esta variable se midió

en 10 muestreos en aguas de superficie (Figura 5.8).

En 2016, el COT en promedio supuso 4,9 mg·l-1, encontrándose en

niveles muy similares a los de los últimos años. Los valores medidos son del

orden de los que proceden de otros programas de vigilancia ambiental, como

la “Red de Seguimiento del Estado Ecológico de las Aguas de Transición y

Costeras de la C.A.P.V.”. Así, en informes publicados recientemente, para el

año 2012 las aguas del estuario del Nervión presentaron un rango de 1-7

mg·l-1, considerando cuatro muestreos anuales realizados en superficie

(BORJA et al., 2013).

En la mayoría de los muestreos realizados en 2016, las concentraciones

de COT en superficie presentaron los valores máximos en la cabecera del

estuario (Arriaga, con promedio de COT de 6,3 mg·l-1), tendiendo a disminuir

hasta la zona más exterior (Abra exterior con promedio de COT de 3,8

mg·l-1). Esto podría explicarse por los aportes de materia orgánica

procedentes de los ríos Nerbioi e Ibaizabal, que se diluyen con el agua de mar

a medida que las aguas superficiales del estuario transcurren hacia la zona

exterior y aumenta la mezcla vertical.

No obstante, se dan excepciones a este patrón, como entre julio y

agosto cuando el COT descendió puntualmente entre las estaciones del

Puente de Deusto y la de Axpe. Hay que tener en cuenta la existencia de

otros procesos que producen variabilidad en el COT, como los aportes de

diferentes tributarios, la sedimentación de partículas y el consumo microbiano

de la fracción lábil, procesos que pueden variar a lo largo del estuario y

también según las condiciones meteorológicas e hidrográficas.



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10 MAYO

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Figura 5.8. Distribución de la concentración de carbono orgánico total a lo largo del

estuario en las campañas de 2016, en superficie. Eje X: distancia desde el límite

interior de la marea.



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19 DICIEMBRE

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Figura 5.8 cont. Distribución de la concentración de carbono orgánico total a lo largo

del estuario en las campañas de 2016, en superficie. Eje X: distancia desde el límite




5.1.2.4. Nutrientes: nitrógeno amoniacal, nitrato, nitrógeno total y

fosfato

Durante 2016 la concentración de nitrógeno amoniacal (N-NH3) en el

estuario se midió en 11 muestreos y en superficie. El rango de

concentraciones osciló entre valores inferiores al límite de cuantificación (1,6

µg-at N l-1) y 41,0 µg-at N l-1 (Figura 5.9). En este punto conviene recordar,

de acuerdo con el Real Decreto 60/2011, que para aquellos valores inferiores

al límite de cuantificación se ha tomado la mitad del valor para su

representación gráfica.

La variación espacial del N-NH3 no presentó un patrón definido. Las

concentraciones más elevadas se midieron en el tramo intermedio,

concretamente en Zorroza (41,0 µg-at N l-1) en el muestreo de octubre,

también en octubre en el puente de Deusto (29 µg-at N l-1), en Axpe en el

mes de septiembre (28 µg-at N l-1) y en el puente de Deusto en mayo (26

µg-at N l-1).

Debido a los posibles efectos tóxicos del nitrógeno amoniacal para la

fauna piscícola y bentónica en estuarios, BATLEY y SIMPSON (2009)

recomiendan no superar ciertos niveles. Estos son: 160 y 460 µg N-NH3 l-1,

para sistemas que requieren alta protección y para aquellos que están bajo

una alteración leve-moderada, respectivamente. El primero se asume que

protege al 99% de las especies y el segundo al 95%, de efectos tóxicos

agudos o crónicos.

Utilizando los valores guía anteriormente citados, en 2016 puede

afirmarse que se dieron algunos casos que superaban el umbral más

restrictivo, esto es, el del 99% de las especies (11,4 µg-at N l-1, tras la

conversión de unidades). El umbral menos exigente (32,8 µg-at N l-1),

recomendado para un 95% de protección en sistemas que han sufrido

alteraciones, se superó en una ocasión en el puente de Deusto en octubre

(41,0 µg-at N l-1). En años anteriores se han medido también valores muy

similares, o incluso superiores a los de la presente campaña, de N-NH3 en la

zona media del estuario. No obstante, desde el año 2007 en las aguas de

superficie del estuario del Nervión es raro que se supere el umbral del 95%

de protección.



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Figura 5.9. Distribución de la concentración del N-NH3 (µg-at N·l-1) a lo largo del


interior de la marea; límite de cuantificación 1,6 µg-at N·l-1.



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19 DICIEMBRE

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Figura 5.9 (Cont.). Distribución de la concentración del N-NH3 (µg-at N·l-1) a lo largo


interior de la marea; límite de cuantificación 1,6 µg-at N·l-1.



El nitrato se midió en 11 muestreos y en superficie. El rango de

concentraciones de nitrato en el estuario osciló entre 2,7 y 200,0 µg-at N l-1

(Figura 5.10). El máximo valor de nitrato en superficie se registró en el

Puente de Rontegi, en el mes de junio, y un segundo máximo se midió en

enero en Axpe (160 µg-at N l-1). En varios meses se aprecia un gradiente

descendente interior-exterior, aunque generalmente con algún pico en Axpe.

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Figura 5.10. Distribución de la concentración de N-NO3 (µg-at N·l-1) a lo largo del





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19 DICIEMBRE

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Figura 5.10 (Cont.). Distribución de la concentración de N-NO3 (µg-at N·l-1) a lo

largo del estuario en las campañas de 2016, en superficie. Eje X: distancia desde el

límite interior de la marea.



Durante 2016 la concentración de nitrógeno total en el estuario se midió

en 9 muestreos y en superficie. El rango de concentraciones osciló entre

valores inferiores al límite de cuantificación (0,5 mg l-1) y 3,0 mg l-1 (Figura

5.11). De acuerdo con el Real Decreto 60/2011, que para aquellos valores

inferiores al límite de cuantificación se ha tomado la mitad del valor para su

representación gráfica.

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Figura 5.11. Distribución de la concentración de Nitrógeno Total (mg·l-1) a lo largo


interior de la marea; límite de cuantificación 0,5 mg·l-1.



Los valores más elevados de nitrógeno total se registraron en el tramo

intermedio (al igual que sucede con la concentración de nitrato),

concretamente entre Rontegi y Axpe, y en el interior del estuario (Figura

5.11). Los meses en los que se detectaron valores más bajos fueron en

enero, octubre y noviembre.

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19 DICIEMBRE

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Figura 5.11 (cont.). Distribución de la concentración de Nitrógeno Total (mg l-1) a lo


límite interior de la marea; límite de cuantificación 0,5 mg·l-1.



El fosfato se midió en 11 muestreos y en superficie. El rango de

concentraciones de fosfato en el estuario osciló entre valores inferiores al

límite de cuantificación (0,16 µg-at P l-1) y 24,0 µg-at P l-1 (Figura 5.12). De

acuerdo con el Real Decreto 60/2011, que para aquellos valores inferiores al

límite de cuantificación se han tomado la mitad del valor para su

representación gráfica. Las máximas concentraciones de fosfato en superficie

se registraron entre el puente de Axpe y Rontegi, en los meses de enero y

junio, respectivamente.

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26 ENERO

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15 MARZO

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13 ABRIL

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10 MAYO

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13 JUNIO

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11 JULIO

SUP

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Figura 5.12. Distribución de la concentración de P-PO3 (µg-at P·l-1) a lo largo del


interior de la marea; límite de cuantificación 0,16 µg-at P·l-1.



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8 AGOSTO

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20 SEPTIEMBRE

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10 OCTUBRE

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22 NOVIEMBRE

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Fo

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Kilómetros

19 DICIEMBRE

SUP

Figura 5.12 (Cont.). Distribución de la concentración de P-PO3 (µg-at P·l-1) a lo


límite interior de la marea; límite de cuantificación 0,16 µg-at P·l-1.



5.1.2.5. Parámetros microbiológicos: E. coli y estreptococos fecales

Las variables microbiológicas en 2016 se midieron en superficie, entre

abril y octubre. Por lo tanto, los meses de medida de las concentraciones de

bacterias coincidieron con la época del año más cálida (entre primavera y

comienzos del otoño).

El rango de concentraciones de E. coli registradas durante 2016 varió

entre valores inferiores al límite de cuantificación (<10 NPM 100 ml-1) y

10.000 NPM 100 ml-1 (Figura 5.13). De acuerdo con el Real Decreto 60/2011,

que para aquellos valores inferiores al límite de cuantificación se ha tomado la

mitad del valor para su representación gráfica. Excepto en los meses de mayo

y agosto, con máximos valores en la zona media del estuario, las

concentraciones de E. coli son máximas en el interior del estuario y van

disminuyendo hacia el exterior. Esto es así por efecto de la dilución, así como

por el estrés salino producido por el agua de mar y el efecto bactericida de la

luz UV, que penetra más hacia capas inferiores en la zona exterior, más

transparente.

En cuanto a los estreptococos fecales, durante 2016 su concentración

varió entre valores inferiores al límite de cuantificación (<10 UFC 100 ml-1) y

5.400 UFC 100 ml-1 (Figura 5.14). Como en el caso de E. coli, en general, las

concentraciones de estreptococos fecales de las aguas de superficie

presentaron los valores más altos en el interior del estuario y fueron en

disminución hacia la zona exterior, de carácter más marino. En el mes de

mayo, el máximo valor se registró en la zona media del estuario.

Como indican WEISKEL et al. (1996) durante las épocas lluviosas los

cursos fluviales pueden ser una fuente importante de bacterias fecales a la

costa, y no sólo en las cuencas con alto desarrollo antrópico. Estos autores

también indican que los sedimentos submareales constituyen un depósito

importante de bacterias fecales, que pueden alcanzar la columna de agua por

procesos de resuspensión debidos a causas naturales, como son las mareas o

el oleaje.



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13 JUNIO

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11 JULIO

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8 AGOSTO

SUP

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20 SEPTIEMBRE

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13 ABRIL

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10 MAYO

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Kilómetros

10 OCTUBRE

SUP

Figura 5.13. Distribución de la concentración de E. coli (NPM 100·ml-1) a lo largo del


interior de la marea; límite de cuantificación <10 NPM 100 ml-1.



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13 JUNIO

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11 JULIO

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8 AGOSTO

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20 SEPTIEMBRE

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13 ABRIL

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10 MAYO

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Kilómetros

10 OCTUBRE

SUP

Figura 5.14. Distribución de los estreptococos fecales (UFC 100·ml-1) a lo largo del


interior de la marea; límite de cuantificación 10 UFC 100 ml-1, N.D: no hay dato.



5.1.2.6. Clorofila “a”

La concentración de clorofila “a” determinada in situ en el estuario

(mediante sonda) se presenta en la Figura 5.15. El rango de las

concentraciones fue desde valores inferiores al límite de cuantificación (<0,1

µg l-1) hasta 54 µg l-1. La concentración media fue de 6,9 µg l-1 en superficie y

de 1,5 µg l-1 en fondo. Las concentraciones más elevadas se registraron

generalmente durante los meses cálidos, en la zona interior y media, en

superficie, con el máximo absoluto en junio en la zona de Deusto.

El patrón de variabilidad espacial difiere notablemente entre los distintos

muestreos realizados. En las aguas de superficie, durante los meses cálidos

de junio, julio y agosto, se observa un patrón espacial con las máximas

concentraciones en la zona interior (estación del Arriaga) y valores inferiores

en la zona exterior, apuntando a una menor acumulación de fitoplancton en la

zona exterior del estuario. En cuanto a las concentraciones medidas en fondo,

en algunos casos se observaron picos muy altos, sobre todo en el Puente

Bizkaia (sobre todo en octubre). No se puede descartar que esto se deba a

resuspensión de fitobentos.

En los meses más fríos (noviembre y diciembre) se registraron las

concentraciones más bajas de clorofila en todas las estaciones (Figura 5.15).

Además, en 2016 se dispone de datos estacionales de clorofila “a”

determinados en aguas de superficie mediante filtración, extracción en

acetona y espectrofotometría. Estas muestras se tomaron en cuatro

estaciones (Abra exterior, Abra interior, Axpe y Zorroza), a la vez que se

realizaba el muestreo de fitoplancton (véase capítulo siguiente). El rango de

las concentraciones fue 0,31 – 9,16 µg l-1. El valor máximo se encontró en

julio, en la estación de la zona media del estuario (Axpe, RESN04). Hay que

indicar que el método espectrofotométrico da estimas más precisas, mientras

que los datos de sonda son útiles únicamente para detectar patrones de

variabilidad espacial, en sentido semicuantitativo (pero no deben usarse para

derivar índices de calidad cuyo resultado depende de valores absolutos).



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10 MAYO

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13 JUNIO

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11 JULIO

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26 ENERO

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13 ABRIL

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8 AGOSTO

SUP

FON

Figura 5.15. Distribución de la concentración de clorofila “a” (µg l-1) determinada in

situ a lo largo del estuario en las campañas de 2016, en superficie y fondo. Eje X:

distancia desde el límite interior de la marea.



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20 SEPTIEMBRE

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10 OCTUBRE

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22 NOVIEMBRE

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Kilómetros

19 DICIEMBRE

SUP

FON

Figura 5.15 (Cont.). Distribución de la concentración de clorofila “a” (µg l-1)

determinada in situ a lo largo del estuario en las campañas de 2016, en superficie y

fondo. Eje X: distancia desde el límite interior de la marea.



5.1.2.7. Transparencia (profundidad de visión del disco de Secchi)

En el conjunto de los datos de 2016, la profundidad de visión del disco

de Secchi varió entre menos de 0,2 m y 4 metros; el valor promedio fue 1,7

m.

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15 MARZO

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11 JULIO

Figura 5.16. Distribución de la profundidad de visión del disco de Secchi (m) a lo

largo del estuario en las campañas de 2016. Eje X: distancia desde el límite interior

de la marea.



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8 AGOSTO

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20 SEPTIEMBRE

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Kilómetros

19 DICIEMBRE

Figura 5.16. (Cont.) Distribución de la profundidad de visión del disco de Secchi (m)

a lo largo del estuario en las campañas de 2016. Eje X: distancia desde el límite


La profundidad de visión del disco generalmente presentó los valores

más altos en la zona exterior del estuario (el Abra), la de carácter más

marino. En las zonas interior y media las aguas tendieron a ser más turbias,

en parte por la influencia de los aportes fluviales (Figura 5.16). En julio la

transparencia fue inferior a 0,2 m en todas las estaciones, ello fue debido al

desarrollo de floraciones fitoplanctónicas (véase capítulo siguiente).



La profundidad de la zona fótica (profundidad a la que llega el 1% de la

luz incidente en superficie) se estimó a partir de la profundidad de visión del

disco de Secchi (DS) como: 2,7 x DS. La profundidad media anual de la zona

fótica en 2016 varió entre 3,1 m en el Arriaga, y 7,1 m, en el Abra exterior

(Figura 5.17).

La zona fótica abarcó en promedio anual entre el 54,1 y el 92,7% de la

columna de agua (Figura 5.17). Por lo tanto, la luz no habría constituido un

factor limitante para la producción primaria en las aguas superficiales del

estuario del Nervión.

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Arriaga Deusto Zorroza Rontegi AxpePuente de

BizkaiaAbra

interiorAbra

exterior

Pro

fundid

ad (

m)

Profundidad zona fótica Profundidad total menos zona fótica

Figura 5.17. Profundidad de la zona fótica (m) a lo largo del estuario. Se presentan

los valores medios anuales de la profundidad de la zona fótica y de la profundidad

total para cada estación de muestreo.

5.1.2.8. Sólidos en suspensión y turbidez

La variación de las concentraciones de sólidos en suspensión a lo largo

del estuario en las campañas de 2016 se muestra en la Figura 5.18. Esta

variable se midió únicamente en superficie.



El rango de las concentraciones de sólidos en suspensión osciló entre

valores inferiores al límite de cuantificación (6 mg l-1) y 20 mg l-1. La

concentración media fue de 6,9 mg l-1. De acuerdo con el Real Decreto

60/2011, que para aquellos valores inferiores al límite de cuantificación se ha

tomado la mitad del valor para su representación gráfica.

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13 JUNIO

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26 ENERO

SUP

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SS

T (

mg/l)

Kilómetros

15 MARZO

SUP

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13 ABRIL

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mg/l)

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10 MAYO

SUP

Figura 5.18. Distribución de las concentraciones de sólidos en suspensión (SST) a lo


límite interior de la marea; límite de cuantificación 6 mg l-1.



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8 AGOSTO

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SUP ↑ 48 mg/l

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22 NOVIEMBRE

SUP

0

10

20

30

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0

SS

T (

mg/l)

Kilómetros

19 DICIEMBRE

SUP

Figura 5.18 (Cont.). Distribución de las concentraciones de sólidos en suspensión

(SST) a lo largo del estuario en las campañas de 2016, en superficie. Eje X: distancia

desde el límite interior de la marea; límite de cuantificación 6 mg l-1.

No se observó ningún patrón espacial y temporal definido (Figura 5.18).

El valor máximo se encontró en aguas del Puente Bizkaia en junio (20 mg l-1).

En cuanto a la variabilidad temporal, el valor promedio más alto de sólidos en

suspensión considerando todas las estaciones se detectó en junio (10,25 mg

l-1), mientras que el más bajo se registró en abril y octubre (<6 mg l-1).



La turbidez presentó un rango de <1 NTU (límite de cuantificación) -

25,0 NTU. El valor medio en superficie y fondo fue muy similar (4,9 NTU)

(Figura 5.19). El valor máximo se registró en aguas de fondo de la estación

de Axpe en el muestreo de marzo (25 NTU), que podría estar causado por la

resuspensión del sedimento. Sin embargo, en general se aprecia una

disminución de la turbidez desde el interior al exterior del estuario,

especialmente en aguas de superficie.

0

10

20

30

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0

Turb

ide

z (N

TU

)

Kilómetros

13 ABRIL

SUP

FON

0

10

20

30

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0

Turb

ide

z (N

TU

)

Kilómetros

10 MAYO

SUP

FON

0

10

20

30

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0

Turb

ide

z (N

TU

)

Kilómetros

13 JUNIO

SUP

FON

0

10

20

30

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0

Turb

ide

z (N

TU

)

Kilómetros

26 ENERO

FON

SUP

0

10

20

30

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0

Turb

ide

z (N

TU

)

Kilómetros

15 MARZO

SUP

FON

0

10

20

30

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0

Turb

ide

z (N

TU

)

Kilómetros

11 JULIO

SUP

FON

Figura 5.19. Distribución de la turbidez (NTU) a lo largo del estuario en las


la marea.



0

10

20

30

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0

Turb

ide

z (

NT

U)

Kilómetros

8 AGOSTO

SUP

FON

0

10

20

30

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0

Turb

ide

z (

NT

U)

Kilómetros

20 SEPTIEMBRE

SUP

FON

0

10

20

30

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0

Turb

ide

z (

NT

U)

Kilómetros

10 OCTUBRE

SUP

FON

0

10

20

30

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0

Turb

ide

z (

NT

U)

Kilómetros

22 NOVIEMBRE

SUP

FON

0

10

20

30

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0

Turb

ide

z (

NT

U)

Kilómetros

19 DICIEMBRE

SUP

FON

Figura 5.19. (Cont.) Distribución de la turbidez (NTU) a lo largo del estuario en las


la marea. Nótese que no hay datos de fondo en el muestreo de diciembre.



5.1.3. Evolución de la calidad de las aguas en los últimos años

En este apartado se pretende mostrar individualmente (variable a

variable) las tendencias temporales observadas en la concentración de

oxígeno disuelto (OD), nitrógeno amoniacal (N-NH3), carbono orgánico total

(COT), coliformes fecales (CF), clorofila “a” (CLF) y transparencia (disco de

Secchi, DS) desde 1991 en las distintas estaciones del estuario del Nervión.

En los últimos años y como consecuencia directa de la reducción de la

contaminación en la comarca del Bajo Nervión-Ibaizabal, las condiciones

ambientales en el estuario del Nervión han mejorado progresivamente. La

carga contaminante aportada al estuario ha ido disminuyendo, año tras año,

debido a la puesta en marcha de infraestructuras de saneamiento, así como al

cierre de algunas industrias cuyos vertidos se echaban al estuario sin ningún

tipo de tratamiento (Figura 5.20).

A medida que nuevos colectores entraban en servicio, transportando las

aguas residuales previamente vertidas al estuario hasta la EDAR de Galindo,

la carga aportada por estos vertidos disminuía y la carga aportada por el

efluente de la depuradora iba en aumento.

A partir del año 2002 esta tendencia se rompe al disminuir

sensiblemente la carga del efluente de la EDAR de Galindo, debido a la puesta

en marcha de la etapa del tratamiento biológico (Figura 5.20).

Como puede apreciarse, desde 2006 las principales fuentes de

contaminación orgánica y amoniacal en el estuario han sido,

porcentualmente, los ríos y la EDAR de Galindo (Figura 5.20).

Por otro lado, se observa una estabilización de la tendencia decreciente

de la carga contaminante, es decir, la carga que está recibiendo el estuario es

muy similar en los últimos años.

Tal y como se ha comentado en informes anteriores, el resultado de la

disminución global de la carga contaminante aportada al estuario ha sido la

reducción general de la concentración de contaminantes y el aumento del

contenido de oxígeno disuelto, siendo estos hechos más evidentes en la zona

interior del estuario.



0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

199

3

199

4

199

5

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6

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7

199

8

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9

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0

200

1

200

2

200

3

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4

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5

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6

200

7

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8

200

9

201

0

201

1

201

2

201

3

201

4D

BO

(T

m/a

ño

)

Vertidos domésticos Vertidos industrias C y D

EDAR Rios

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

199

3

199

4

199

5

199

6

199

7

199

8

199

9

200

0

200

1

200

2

200

3

200

4

200

5

200

6

200

7

200

8

200

9

201

0

201

1

201

2

201

3

201

4

NH

3 (

Tm

/añ

o)

0,0E+00

2,0E+18

4,0E+18

6,0E+18

8,0E+18

1,0E+19

1,2E+19

199

3

199

4

199

5

199

6

199

7

199

8

199

9

200

0

200

1

200

2

200

3

200

4

200

5

200

6

200

7

200

8

200

9

201

0

201

1

201

2

201

3

201

4

Co

lif.

fe

ca

lue

s (

UF

C/a

ño

)

Figura 5.20. Evolución temporal de la carga anual de DBO, N-NH3 y CF al estuario

del Nervión. Se muestra la contribución relativa de las principales fuentes de

contaminación: vertidos domésticos e industriales (industrias clasificadas como C o D

por el Departamento de Vertidos Industriales del CABB) aún sin interceptar, efluente

de la EDAR de Galindo y contaminación aportada por los ríos tributarios. Fuente:

CABB.



El análisis de las tendencias temporales, cuyo objetivo es la detección de

cambios significativos a largo plazo, ha consistido en el cálculo y

representación gráfica de las regresiones lineales simples de los valores

medios anuales de las diferentes variables frente al tiempo, en cada estación

de muestreo.

5.1.3.1. Oxígeno disuelto

En general y considerando globalmente los resultados, la tendencia

observada en los últimos años es positiva. Es decir, el contenido de OD en las

aguas del estuario está aumentando (Figura 5.21). De hecho, en casi todos

los puntos de muestreo, entre Arriaga y Abra exterior, los modelos de

regresión lineal simple (concentración de OD versus tiempo) son

estadísticamente significativos (p < 0,01) y presentan una pendiente positiva,

lo que indica que la concentración de OD está aumentando a lo largo del

tiempo (Tabla 5.4).

Este hecho, tal y como ha sido mencionado anteriormente, está

directamente relacionado con la eliminación de vertidos al estuario y su

posterior tratamiento a medida que fue avanzando el Plan Integral de

Saneamiento. El desarrollo del plan no ha sido continuo, ni en el espacio ni en

el tiempo, lo que se refleja en las gráficas de evolución. La eliminación de

vertidos comenzó en 1990 en la parte baja del estuario y ha ido avanzando

año tras año en el sentido Abra-Bilbao.

Así, en lo que respecta a la evolución temporal de la concentración de

OD, se pueden distinguir varias etapas cuya duración es distinta en función de

las estaciones de muestreo. La primera etapa (1991-1996) está caracterizada

por un ligero descenso en la concentración de OD. A lo largo de estos años se

fueron eliminando la mayor parte de los vertidos procedentes de Barakaldo,

Sestao, Portugalete y Santurtzi. Sin embargo, y tal y como se ve, esto no se

tradujo en un aumento general de la concentración de OD en el estuario.

A finales de 1995 entró en servicio el colector del Parque, incorporando

las aguas residuales procedentes de gran parte de la margen izquierda de

Bilbao. Este año marca el comienzo de la segunda etapa (1996-2002),

caracterizada por un incremento progresivo de la concentración de OD.



ARRIAGA SUPERFICIE ARRIAGA FONDO

PUENTE DEUSTO SUPERFICIE PUENTE DEUSTO FONDO

ZORROZA SUPERFICIE ZORROZA FONDO

PTE. RONTEGI SUPERFICIE PTE. RONTEGI FONDO

y = 0,7048x - 1333,1

R² = 0,2876

0

25

50

75

100

125

19

90

19

93

19

96

19

99

20

02

20

05

20

08

20

11

20

14

20

17O

xíg

en

o d

isu

elt

o (

% s

atu

ració

n) y = 1,4776x - 2923,5

R² = 0,6834

0

25

50

75

100

125

19

90

19

93

19

96

19

99

20

02

20

05

20

08

20

11

20

14

20

17

y = 1,6797x - 3292,7

R² = 0,657

0

25

50

75

100

125

19

90

19

93

19

96

19

99

20

02

20

05

20

08

20

11

20

14

20

17O

xíg

en

o d

isu

elt

o (

% s

atu

ració

n) y = 2,1761x - 4317,5

R² = 0,8551

0

25

50

75

100

125

19

90

19

93

19

96

19

99

20

02

20

05

20

08

20

11

20

14

20

17

y = 2,8338x - 5609

R² = 0,785

0

25

50

75

100

125

19

90

19

93

19

96

19

99

20

02

20

05

20

08

20

11

20

14

20

17O

xíg

en

o d

isu

elt

o (

% s

atu

ració

n)

y = 2,4559x - 4862

R² = 0,8525

0

25

50

75

100

125

19

90

19

93

19

96

19

99

20

02

20

05

20

08

20

11

20

14

20

17

y = 3,1822x - 6308

R² = 0,7916

0

25

50

75

100

125

19

90

19

93

19

96

19

99

20

02

20

05

20

08

20

11

20

14

20

17O

xíg

en

o d

isu

elt

o (

% s

atu

ració

n)

y = 1,9607x - 3855,4

R² = 0,8519

0

25

50

75

100

125

19

90

19

93

19

96

19

99

20

02

20

05

20

08

20

11

20

14

20

17

Figura 5.21. Evolución del oxígeno (% saturación) disuelto desde 1991. Cada valor

anual corresponde a la media aritmética ± el error típico de las mediciones efectuadas

a lo largo del año. La recta discontinua representa el ajuste mediante regresión lineal

simple. El umbral del 60% de saturación aparece marcado en azul y el 20% en rojo.



AXPE SUPERFICIE AXPE FONDO

PTE. BIZKAIA SUPERFICIE PTE. BIZKAIA FONDO

ABRA INTERIOR SUPERFICIE ABRA INTERIOR FONDO

ABRA EXTERIOR SUPERFICIE ABRA EXTERIOR FONDO

y = 3,1062x - 6154,1

R² = 0,8352

0

25

50

75

100

125

19

90

19

93

19

96

19

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14

20

17O

xíg

en

o d

isu

elt

o (

% s

atu

ració

n)

y = 3,4342x - 6815,9

R² = 0,8221

0

25

50

75

100

12519

90

19

93

19

96

19

99

20

02

20

05

20

08

20

11

20

14

20

17O

xíg

en

o d

isu

elt

o (

% s

atu

ració

n)

y = 1,6679x - 3263,7

R² = 0,8341

0

25

50

75

100

125

19

90

19

93

19

96

19

99

20

02

20

05

20

08

20

11

20

14

20

17

y = 1,012x - 1940,3

R² = 0,6978

0

25

50

75

100

125

19

90

19

93

19

96

19

99

20

02

20

05

20

08

20

11

20

14

20

17

y = 2,0871x - 4100,3

R² = 0,8368

0

25

50

75

100

125

19

90

19

93

19

96

19

99

20

02

20

05

20

08

20

11

20

14

20

17O

xíg

en

o d

isu

elt

o (

% s

atu

ració

n)

y = 0,5207x - 952,3

R² = 0,4794

0

25

50

75

100

125

19

90

19

93

19

96

19

99

20

02

20

05

20

08

20

11

20

14

20

17

y = 1,4972x - 2912,1

R² = 0,7782

0

25

50

75

100

125

19

90

19

93

19

96

19

99

20

02

20

05

20

08

20

11

20

14

20

17O

xíg

en

o d

isu

elt

o (

% s

atu

ració

n)

y = 0,5448x - 999,13

R² = 0,462

0

25

50

75

100

125

19

90

19

93

19

96

19

99

20

02

20

05

20

08

20

11

20

14

20

17

Figura 5.21. (Cont.) Evolución del oxígeno (% saturación) disuelto desde 1991.

Cada valor anual corresponde a la media aritmética ± el error típico de las mediciones

efectuadas a lo largo del año. La recta discontinua representa el ajuste mediante

regresión lineal simple. El umbral del 60% de saturación aparece marcado en azul y

el 20% en rojo.



Tabla 5.4. Modelos de regresión lineal simple (y = constante + pendiente x) de las

concentraciones medias anuales de OD (y) frente al tiempo (x) en cada estación de

muestreo. La concentración media de OD corresponde a la media aritmética de las

concentraciones de superficie y fondo en cada punto. El tiempo está expresado en

años.

La incorporación de estos vertidos supuso el comienzo de la

recuperación de las estaciones situadas aguas abajo de la desembocadura del

arroyo Elgera (importante foco de contaminación fecal). Es decir, Zorroza,

Rontegi, Axpe y Puente de Bizkaia, fundamentalmente. En las estaciones más

internas (Arriaga y Deusto) el comienzo de la recuperación se demoró, ya que

esta zona fue recibiendo los mismos vertidos hasta el año 1997, fecha en que

entró en servicio el sifón de la Universidad, recogiendo las aguas fecales del

barrio de Deusto.

Estación Pendiente Constante r2 p

ARRIAGA SUPERFICIE 0,70 -1333 0,29 0,005

ARRIAGA FONDO 1,48 -2924 0,68 <0,001

PUENTE DEUSTO SUPERFICIE 1,68 -3293 0,66 <0,001

PUENTE DEUSTO FONDO 2,18 -4317 0,86 <0,001

ZORROZA SUPERFICIE 2,83 -5609 0,78 <0,001

ZORROZA FONDO 2,46 -4862 0,85 <0,001

PTE. RONTEGI SUPERFICIE 3,18 -6308 0,79 <0,001

PTE. RONTEGI FONDO 1,96 -3855 0,85 <0,001

AXPE SUPERFICIE 3,43 -6816 0,82 <0,001

AXPE FONDO 1,67 -3264 0,83 <0,001

PTE. DE BIZKAIA SUPERFICIE 3,11 -6154 0,84 <0,001

PTE. DE BIZKAIA FONDO 1,01 -1940 0,70 <0,001

ABRA INTERIOR SUPERFICIE 2,09 -4100 0,84 <0,001

ABRA INTERIOR FONDO 0,52 -952 0,48 <0,001

ABRA EXTERIOR SUPERFICIE 1,50 -2912 0,78 <0,001

ABRA EXTERIOR FONDO 0,54 -999 0,46 <0,001



Durante el año 1998 entró en servicio parte del interceptor del Gobela y

del colector de Zorroza, contribuyendo a la mejoría de las estaciones situadas

en el entorno (Rontegi, Axpe, Puente de Bizkaia y Abra). Pero fue durante

1999 cuando se recogió un importante número de vertidos entre la zona del

teatro Arriaga y Deusto, con la entrada en servicio del tramo Universidad-

Arenal del interceptor del Nervión-Ibaizabal. Estas actuaciones influyeron

decisivamente en la mejora de las condiciones de OD en las estaciones más

internas del estuario.

A lo largo del año 2000 se interceptó la práctica totalidad de los vertidos

al estuario en el área metropolitana de Bilbao, con la excepción del barrio de

Olabeaga. En marzo de 2000 se conectó a la EDAR de Galindo el colector de

San Ignacio y en junio el colector de Uribitarte. En noviembre se incorporó el

colector de La Merced-La Peña y los tramos Arenal-Atxuri y Arenal-Bolueta

del Interceptor del Nervión-Ibaizabal.

En marzo de 2001 se conectó al Interceptor del Granada una

incorporación correspondiente a unos 2.400 habitantes y en julio entró en

servicio el tramo Lamiako-Udondo-Universidad del interceptor del Asua. A lo

largo de 2002 se puso en servicio el tramo Bolueta-Urbi del Interceptor

Nervión-Ibaizabal, el tramo medio del Interceptor del Ballonti y el Colector de

Olabeaga. Asimismo, durante 2001 entró en servicio la 2ª fase de la EDAR de

Galindo, en la que se somete a tratamiento biológico a las aguas residuales

que llegan a la planta. Desde mayo de 2002 el tratamiento biológico de la

EDAR de Galindo funciona a pleno rendimiento.

Tras la tendencia ascendente de los últimos años, desde 2003 se

observa una estabilización de OD en las estaciones interiores del estuario,

especialmente en superficie.

Hay que tener en cuenta que la materia orgánica sedimentada en el

cauce del estuario a lo largo de los años ejerce y seguirá ejerciendo una

intensa demanda de oxígeno que se traducirá en un consumo extra del

oxígeno disuelto en la columna de agua. Además, los principales tributarios

del estuario siguen aportando una considerable carga orgánica susceptible de

ser oxidada en el estuario, tal y como queda de manifiesto en las oscilaciones

observadas en el OD (Figura 5.21).



Así, dependiendo de las condiciones hidrometeorológicas podrían darse

situaciones de hipoxia en el estuario. Esto puede hacer que la concentración

media anual de OD oscile en función del número de episodios de hipoxia que

se registren durante cada año.

En general, todas las tendencias descritas anteriormente no se observan

de forma tan clara en las estaciones más externas, Abra interior y exterior,

que presentan desde el comienzo del seguimiento una calidad muy superior a

la del resto de estaciones, debido a su carácter marino. En estas estaciones,

el promedio de los valores medidos cada año desde 1991 supera

ampliamente el 60% de saturación. Sin embargo, en los últimos años y

debido fundamentalmente a la puesta en marcha del tratamiento biológico en

la EDAR de Galindo, el contenido en OD se ha ido incrementando

sustancialmente hasta situarse en torno al 90% de saturación.

Respecto al año 1997, la concentración media anual de OD en el año

2016 se ha incrementado entre 38 y 252% en superficie y entre 10 y 200%

en fondo (Figura 5.22).

47

88

183

224

252

154

62

38

138

200

117

59

35

15 11 10

0

50

100

150

200

250

300

Arriaga Deusto Zorroza Rontegi Axpe Pte. Bizkaia Abra interior Abra exterior

Inc

rem

en

to p

orc

en

tual

SUPERFICIE FONDO

Figura 5.22. Incremento porcentual de la concentración anual media de oxígeno

disuelto en 2016 respecto al año 1997.



5.1.3.2. Carbono orgánico total

En buena parte de las estaciones no se aprecia una tendencia temporal

clara en la evolución de la concentración de COT en el estuario desde 1991

(Figura 5.23) y la correlación entre dicha variable y el tiempo no es

estadísticamente significativa entre Arriaga y Abra interior en las aguas

superficiales (Tabla 5.5).

Desde Axpe (en fondo) hasta el Abra interior (en fondo) se registran

regresiones significativas positivas. Como ya se ha comentado en informes

anteriores, este incremento significativo encontrado en algunas estaciones

está asociado a un artefacto metodológico. Por ello, es necesario explicar con

mayor detalle este hecho. Durante los primeros años del seguimiento (1991-

1993) el límite de cuantificación de la técnica utilizada para la determinación

del COT se estableció en 1 mg l-1, pero a partir de 1994 este límite se fijó en 3

mg l-1. Este cambio explica por qué durante los años 1991 a 1993, las

concentraciones anuales de COT en las estaciones exteriores del estuario (en

las que se miden habitualmente valores de COT cercanos al límite de

cuantificación) sean más bajas que el resto de años. Si no se tiene en cuenta

el periodo 1991-1993 no se aprecian las mencionadas tendencias de

incremento.







y = -0,0389x + 82,841

R² = 0,0284

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

y = -0,0196x + 43,604

R² = 0,0111

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

y = 0,0646x - 125,21

R² = 0,126

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

y = 0,0473x - 91,184

R² = 0,1307

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

y = -0,0173x + 42,516

R² = 0,0055

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

2014

2016

y = -0,0802x + 168,6

R² = 0,0832

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

2014

2016

y = -0,0737x + 154,99

R² = 0,1057

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

2014

2016

y = -0,0476x + 102,41

R² = 0,0511

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

2014

2016

Figura 5.23. Evolución del COT (mg/l) desde 1991. Cada valor anual representa la

media geométrica ± el error típico de las mediciones efectuadas en el año. La recta

discontinua es el ajuste (regresión lineal simple) de los datos de COT frente al tiempo.



AXPE SUPERFICIE AXPE FONDO

PTE. DE BIZKAIA SUPERFICIE PTE. DE BIZKAIA FONDO

ABRA INTERIOR SUPERFICIE ABRA INTERIOR FONDO

ABRA EXTERIOR SUPERFICIE ABRA EXTERIOR FONDO

y = 0,0963x - 189,18

R² = 0,3575

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

y = 0,0995x - 195,87

R² = 0,3873

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

y = 0,1101x - 217,17

R² = 0,3786

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

y = 0,1128x - 222,52

R² = 0,2456

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

y = -0,0922x + 192,62

R² = 0,1418

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

2014

2016

y = 0,0273x - 48,965

R² = 0,0234

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

2014

2016

y = 0,0418x - 79,147

R² = 0,0648

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

2014

2016

y = 0,0565x - 108,92

R² = 0,0971

0

2

4

6

8

10

12

14

16

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

2014

2016

Figura 5.23. (Cont.) Evolución del COT (mg/l) desde 1991. Cada valor anual

representa la media geométrica ± el error típico de las mediciones efectuadas en el

año. La recta discontinua es el ajuste (regresión lineal simple) de los datos de COT

frente al tiempo.




concentraciones medias anuales de COT (y) frente al tiempo (x) en cada estación de

muestreo. La concentración media de COT corresponde a la media geométrica de las

concentraciones de superficie y fondo en cada punto. El tiempo está expresado en

años.

5.1.3.3. Nitrógeno amoniacal

Desde 1991 la concentración media de N-NH3 en todo el estuario se ha

ido reduciendo progresivamente (Figura 5.24). Los modelos de regresión

lineal (N-NH3 versus tiempo) son estadísticamente significativos (p < 0,05) y

muestran pendientes elevadas, lo que da una idea de la magnitud del cambio

(Tabla 5.6). Asimismo, los coeficientes de determinación (r2), que expresan el

tanto por uno del cambio en una variable (en este caso la concentración de

N-NH3) que es explicado por otra (tiempo) son sensiblemente altos (en

superficie: 0,80-0,88; en fondo: 0,38-0,82).


ARRIAGA SUPERFICIE -0,02 43 0,01 0,719

ARRIAGA FONDO -0,04 83 0,03 0,548

PUENTE DEUSTO SUPERFICIE -0,08 169 0,08 0,153

PUENTE DEUSTO FONDO -0,02 44 0,01 0,709

ZORROZA SUPERFICIE -0,07 155 0,11 0,105

ZORROZA FONDO 0,06 -125 0,13 0,194

PTE. RONTEGI SUPERFICIE -0,05 102 0,05 0,267

PTE. RONTEGI FONDO 0,05 -91 0,13 0,186

AXPE SUPERFICIE -0,09 193 0,14 0,058

AXPE FONDO 0,10 -189 0,36 0,019

PTE. BIZKAIA SUPERFICIE 0,03 -49 0,02 0,456

PTE. BIZKAIA FONDO 0,10 -196 0,39 0,013

ABRA INTERIOR SUPERFICIE 0,04 -79 0,06 0,209

ABRA INTERIOR FONDO 0,11 -217 0,38 0,015

ABRA EXTERIOR SUPERFICIE 0,06 -109 0,10 0,000

ABRA EXTERIOR FONDO 0,11 -223 0,25 0,060







y = -5,7608x + 11613

R² = 0,7136

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

19

90

19

91

19

92

19

93

19

94

19

95

19

96

19

97

19

98

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

y = -4,7926x + 9659,7

R² = 0,6418

0

20

40

60

80

100

120

140

160

19

90

19

91

19

92

19

93

19

94

19

95

19

96

19

97

19

98

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

y = -4,1899x + 8430,2

R² = 0,7331

0

20

40

60

80

100

120

140

19

90

19

91

19

92

19

93

19

94

19

95

19

96

19

97

19

98

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

y = -3,1499x + 6330,5

R² = 0,8156

0

10

20

30

40

50

60

70

80

19

90

19

91

19

92

19

93

19

94

19

95

19

96

19

97

19

98

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

y = -10,846x + 21827

R² = 0,8841

0

50

100

150

200

250

300

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

2014

2016

y = -8,8664x + 17838

R² = 0,8393

0

50

100

150

200

250

300

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

2014

2016

y = -6,8073x + 13698

R² = 0,8128

0

50

100

150

200

250

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

2014

2016

y = -8,0365x + 16169

R² = 0,7996

0

50

100

150

200

250

1990

1992

1994

1996

1998

2000

2002

2004

2006

2008

2010

2012

2014

2016

Figura 5.24. Evolución de la concentración de N-NH3 (µg-at N·l-1) desde el año 1991.

Cada valor anual corresponde a la media geométrica ± el error típico de las

mediciones efectuadas en superficie y fondo a lo largo del año. La recta discontinua

representa el ajuste (regresión lineal simple) de los datos de N-NH3 frente al tiempo.



Figura 5.24. (Cont.) Evolución de la concentración de N-NH3 (µg-at N·l-1) desde el

año 1991. Cada valor anual corresponde a la media geométrica ± el error típico de las

mediciones efectuadas en superficie y fondo a lo largo del año. La recta discontinua

representa el ajuste (regresión lineal simple) de los datos de N-NH3 frente al tiempo.




concentraciones medias anuales de N-NH3 (y) frente al tiempo (x) en cada estación

de muestreo. La concentración media de N-NH3 corresponde a la media geométrica de

las concentraciones de superficie y fondo en cada punto. El tiempo está expresado en

años.

Entre 1997 y 2016 la concentración media anual de N-NH3 en superficie

para las estaciones situadas aguas arriba del Puente de Bizkaia se ha reducido

entre el 91 y el 96 % (Figura 5.25). Esta mejoría es atribuible a la eliminación

progresiva de vertidos de aguas fecales al estuario, ya que éstos, junto con

algunas industrias, son la principal fuente de nitrógeno amoniacal en el

estuario. La tendencia decreciente de la concentración media anual de N-NH3

se ha estabilizado desde 2007.


ARRIAGA SUPERFICIE -6,81 13698 0,81 <0,001

ARRIAGA FONDO -5,76 11613 0,71 <0,001

PUENTE DEUSTO SUPERFICIE -8,04 16169 0,80 <0,001

PUENTE DEUSTO FONDO -4,79 9660 0,64 <0,001

ZORROZA SUPERFICIE -8,87 17838 0,84 <0,001

ZORROZA FONDO -4,19 8430 0,73 <0,001

PTE. RONTEGI SUPERFICIE -10,85 21827 0,88 <0,001

PTE. RONTEGI FONDO -3,15 6330 0,82 <0,001

AXPE SUPERFICIE -16,36 32922 0,86 <0,001

AXPE FONDO -2,42 4873 0,71 <0,001

PTE. BIZKAIA SUPERFICIE -9,49 19107 0,88 <0,001

PTE. BIZKAIA FONDO -1,34 2684 0,71 <0,001

ABRA INTERIOR SUPERFICIE -5,27 10613 0,88 <0,001

ABRA INTERIOR FONDO -0,26 518 0,44 0,007

ABRA EXTERIOR SUPERFICIE -4,08 8203 0,83 <0,001

ABRA EXTERIOR FONDO -0,28 555 0,38 0,014



95 95 94 95 96 95 91 92

0

25

50

75

100

125

Arriaga Deusto Zorroza Rontegi Axpe Pte Bizkaia Abra interior Abra exterior

Re

ducció

n p

orc

entu

al

SUPERFICIE

Figura 5.25. Reducción porcentual de la concentración anual media de nitrógeno

amoniacal en 2016 respecto al año 1997 (basado en medias geométricas).

5.1.3.4. Coliformes fecales

Se dispone de datos de concentración de coliformes fecales en el

estuario entre los años 1993 y 2014. Actualmente, siguiendo la legislación de

aguas de baño, se miden enterococos (estreptococos) fecales y Escherichia

coli.

En la serie temporal de coliformes fecales (CF) se observa una clara

tendencia a la disminución (Figura 5.26), siendo estadísticamente

significativas las regresiones de la concentración de CF frente al tiempo en

todas las estaciones de muestreo (p < 0,05) (Tabla 5.7). La concentración

anual media (geométrica) de CF se ha reducido, desde 1997,

aproximadamente en dos órdenes de magnitud (98,2-99,9%) en todas las

estaciones del estuario (Figura 5.27).

Como se ha comentado en informes anteriores, de todos los indicadores

de contaminación que se miden en el estuario quizá sea éste el que ha

experimentado en los últimos años una reducción más drástica como

consecuencia directa de la eliminación de vertidos y su tratamiento. No

obstante, al igual que otras variables, desde 2002 parece haberse producido

una estabilización de la tendencia decreciente observada en los últimos años.



Figura 5.26. Evolución de la concentración de coliformes fecales (UFC/100 ml) desde

1993 hasta 2014. Cada valor anual corresponde a la media geométrica ± el error

típico de las mediciones efectuadas en superficie a lo largo del año. Hay que tener en

cuenta que el eje de ordenadas se presenta en escala logarítmica.




concentraciones medias anuales de coliformes fecales (y) frente al tiempo (x) en cada

estación de muestreo. La concentración media de coliformes fecales corresponde a la

media geométrica de las concentraciones de superficie en cada punto. El tiempo está

expresado en años.

98,2 99,4 99,5 99,7 99,7 99,7 99,9 99,8

0

25

50

75

100

125

Arriaga Deusto Zorroza Rontegi Axpe Pte Bizkaia Abra interior Abra exterior

Re

du

cc

ión

po

rce

ntu

al

SUPERFICIE

Figura 5.27. Reducción porcentual de la concentración anual media de coliformes

fecales en 2014 respecto al año 1997 (basado en medias geométricas).


ARRIAGA -17506 45593530 0,59 <0,001

DEUSTO -26928 54108728 0,54 <0,001

ZORROZA -32979 66241654 0,49 <0,001

RONTEGI -27077 54388918 0,49 <0,001

AXPE -37425 75205544 0,64 <0,001

PUENTE DE BIZKAIA -14600 29335472 0,68 <0,001

ABRA INTERIOR -4644 9331143 0,55 <0,001

ABRA EXTERIOR -2654 5331410 0,40 0,002



5.1.3.5. Clorofila “a”

Esta variable comenzó a medirse en el estuario en septiembre de 1999 a

raíz de una floración o “bloom” fitoplanctónico detectado a lo largo de ese

verano. La especie dominante causante del “bloom” (la diatomea

Thalassiosira weissflogii) procedía del río Nervión, por lo que este fenómeno

fue más acusado en los tramos medio e interior del estuario (CABB, 1999).

Debido al “bloom”, la concentración media de clorofila “a” durante 1999

en las estaciones interiores fue mucho más elevada que en los años

siguientes. Las tendencias posteriores, sin embargo, son predominantemente

crecientes, con los valores medios más altos generalmente en los últimos

años (Figura 5.28). Aunque los modelos de regresión lineal (CLF / tiempo)

son estadísticamente significativos (Tabla 5.8), debe de tenerse en cuenta

que los promedios anuales desde 2009 proceden de datos que fueron

tomados in situ con sonda portátil. Por ello, esta relación puede ser debida a

un artefacto de origen metodológico (sobreestimación de los valores tomados

in situ con sonda portátil).

5.1.3.6. Transparencia (profundidad de visión del disco de Secchi)

Al igual que la clorofila “a”, esta variable comenzó a medirse en el

estuario en 1999.

Tal y como se observa en la Figura 5.29, la profundidad de visión del

disco de Secchi ha ido aumentando progresivamente desde 1999,

especialmente en las estaciones centrales del estuario (regresiones

estadísticamente significativas, p < 0,05, en la mayoría de las estaciones,

Tabla 5.9).

No se observan tendencias temporales estadísticamente significativas ni

en el puente de Deusto, ni en el Abra exterior (la menos influenciada por los

aportes estuáricos).

Esta tendencia indica una disminución progresiva de la turbidez de las

aguas del estuario que, como ya se ha comentado en informes anteriores, es

atribuible a la eliminación de vertidos directos al estuario, al río Nervión-

Ibaizabal y a los tributarios.



y = 0,687x - 1372,2R² = 0,5381

0

5

10

15

20

25

30

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

20

07

20

08

20

09

20

10

20

11

20

12

20

13

20

14

20

15

20

16

20

17

Clo

rofi

la "

a"

(µg

/l)

y = 0,4563x - 911,2R² = 0,5279

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

20

07

20

08

20

09

20

10

20

11

20

12

20

13

20

14

20

15

20

16

20

17

Clo

rofi

la "

a"

(µg

/l)

y = 0,5001x - 999,15R² = 0,4324

0

5

10

15

20

25

30

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

20

07

20

08

20

09

20

10

20

11

20

12

20

13

20

14

20

15

20

16

20

17

Clo

rofi

la "

a"

(µg

/l)

y = 0,6758x - 1347,5R² = 0,3661

0

5

10

15

20

25

30

3519

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

20

07

20

08

20

09

20

10

20

11

20

12

20

13

20

14

20

15

20

16

20

17

Clo

rofi

la "

a" (

µg

/l)

y = 0,8748x - 1747,5R² = 0,4742

0

5

10

15

20

25

30

35

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

20

07

20

08

20

09

20

10

20

11

20

12

20

13

20

14

20

15

20

16

20

17

Clo

rofi

la "

a" (

µg

/l)

y = 0,7362x - 1470,2R² = 0,5516

0

5

10

15

20

25

30

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

20

07

20

08

20

09

20

10

20

11

20

12

20

13

20

14

20

15

20

16

20

17

Clo

rofi

la "

a"

(µg

/l)

y = 0,6746x - 1347,6R² = 0,628

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

20

07

20

08

20

09

20

10

20

11

20

12

20

13

20

14

20

15

20

16

20

17

Clo

rofi

la "

a" (

µg

/l)

y = 0,6096x - 1218R² = 0,5981

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

20

07

20

08

20

09

20

10

20

11

20

12

20

13

20

14

20

15

20

16

20

17

Clo

rofi

la "

a" (

µg

/l)

ARRIAGA SUPERFICIE AXPE SUPERFICIE

PUENTE DE DEUSTO SUPERFICIE PUENTE DE BIZKAIA SUPERFICIE

ZORROZA SUPERFICIE ABRA INTERIOR SUPERFICIE

PUENTE DE RONTEGI SUPERFICIE ABRA EXTERIOR SUPERFICIE

Figura 5.28. Evolución de la concentración de clorofila “a” (µg/l) desde 2000 en las

distintas estaciones de muestreo. Cada valor anual corresponde a la media aritmética

± el error típico de las mediciones efectuadas en superficie a lo largo del año. La recta

discontinua representa el ajuste mediante regresión lineal simple de los datos de CLF

(clorofila “a”) frente al tiempo. En negro se indican los promedios de determinaciones

en laboratorio; en rojo los promedios de determinaciones in situ.



ARRIAGA SUPERFICIE AXPE SUPERFICIE

PUENTE DEUSTO SUPERFICIE PTE. COLGANTE SUPERFICIE

ZORROZA SUPERFICIE ABRA INTERIOR SUPERFICIE

PTE. RONTEGI SUPERFICIE ABRA EXTERIOR SUPERFICIE

y = 0,0236x - 46,432

R² = 0,2313

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

1,6

1,8

2,0

19

98

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

20

07

20

08

20

09

20

10

20

11

20

12

20

13

20

14

20

15

20

16

20

17

Pro

fun

did

ad

(m

)

y = 0,0276x - 54,413

R² = 0,22

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

19

98

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

20

07

20

08

20

09

20

10

20

11

20

12

20

13

20

14

20

15

20

16

20

17

Pro

fun

did

ad

(m

)

y = 0,0305x - 60,022

R² = 0,4331

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

1,6

1,8

2,0

19

98

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

20

07

20

08

20

09

20

10

20

11

20

12

20

13

20

14

20

15

20

16

20

17

Pro

fun

did

ad

(m

)

y = 0,0425x - 84,121

R² = 0,6907

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

1,6

1,8

2,0

19

98

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

20

07

20

08

20

09

20

10

20

11

20

12

20

13

20

14

20

15

20

16

20

17

Pro

fun

did

ad

(m

)

y = 0,057x - 113,25

R² = 0,8036

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

1,6

1,8

2,0

19

98

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

20

07

20

08

20

09

20

10

20

11

20

12

20

13

20

14

20

15

20

16

20

17

Pro

fun

did

ad

(m

)

y = 0,06x - 119,04

R² = 0,7843

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

19

98

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

20

07

20

08

20

09

20

10

20

11

20

12

20

13

20

14

20

15

20

16

20

17

Pro

fun

did

ad

(m

)

y = 0,0651x - 128,65

R² = 0,651

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

19

98

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

20

07

20

08

20

09

20

10

20

11

20

12

20

13

20

14

20

15

20

16

20

17

Pro

fun

did

ad

(m

)

y = 0,024x - 45,622

R² = 0,1167

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

19

98

19

99

20

00

20

01

20

02

20

03

20

04

20

05

20

06

20

07

20

08

20

09

20

10

20

11

20

12

20

13

20

14

20

15

20

16

20

17

Pro

fun

did

ad

(m

)

Figura 5.29. Evolución de la profundidad de visión del disco de Secchi (m) desde

1999 años en las distintas estaciones de muestreo. Cada valor anual corresponde a la

media aritmética ± el error típico de las mediciones efectuadas a lo largo del año. La

recta discontinua representa el ajuste mediante regresión lineal simple de los datos

de DS frente al tiempo.




concentraciones medias anuales de CLF (clorofila “a”) (y) frente al tiempo (x) en cada

estación de muestreo. La concentración media de CLF corresponde a la media

aritmética de las concentraciones de superficie en cada punto. El tiempo está

expresado en años.

Tabla 5.9. Modelos de regresión lineal simple (y = constante + pendiente x) de la

profundidad media anual de visión del disco de Secchi (y) frente al tiempo (x) en

cada estación de muestreo. La profundidad media corresponde a la media aritmética

de las mediciones efectuadas en cada punto a lo largo del año. El tiempo está

expresado en años.


ARRIAGA 0,68 -1348 0,37 0,010

DEUSTO 0,87 -1748 0,47 0,002

ZORROZA 0,69 -1372 0,54 <0,001

RONTEGI 0,74 -1470 0,55 <0,001

AXPE 0,67 -1348 0,63 <0,001

PUENTE DE BIZKAIA 0,61 -1218 0,60 <0,001

ABRA INTERIOR 0,46 -911 0,53 <0,001

ABRA EXTERIOR 0,50 -999 0,43 0,004


ARRIAGA 0,02 -46 0,23 0,043

DEUSTO 0,03 -54 0,22 0,050

ZORROZA 0,03 -60 0,43 0,003

RONTEGI 0,04 -84 0,69 <0,001

AXPE 0,06 -113 0,80 <0,001

PUENTE DE BIZKAIA 0,06 -119 0,78 <0,001

ABRA INTERIOR 0,07 -129 0,65 <0,001

ABRA EXTERIOR 0,02 -46 0,12 0,165



5.2. Principales tributarios

En este apartado se presenta y analiza la información relativa a la

calidad de las aguas y los aportes al estuario de los principales tributarios.

Toda esta información procede de campañas y análisis realizados en su

totalidad por el CABB.

5.2.1. Situación de las estaciones de muestreo y obtención de

las muestras

Las estaciones de muestreo relativas a este apartado se sitúan en los

principales tributarios del estuario del Nervión, en la zona fluvial cercana a

la confluencia con el estuario.

Estas estaciones, ocho en total, se distribuyen en los ríos Asua,

Gobela, Granada, Ibaizabal, Kadagua, Nervión y Ballonti. En la Tabla 5.10 se

presentan los códigos de las estaciones, el río y la zona donde se ubican, así

como las coordenadas UTM.

Tabla 5.10. Estaciones de los principales tributarios del estuario del Nervión

muestreadas en las campañas de 2016.

Código Río Localización UTMX UTMY

RAS2000 Asua Presa de Sangróniz. Límite mareas 505.109 4.793.162

RGO6000 Gobela Antiguo Golf. Límite Mareas 499.601 4.797.982

RGR3000 Granada Junto a P. Q. Sana. Límite mareas 497.838 4.794.083

RIB5000 Ibaizabal Basauri. Confluencia 510.158 4.787.367

RKA8000 Kadagua Presa S.A.E. Límite mareas 501.811 4.788.501

RNE7000 Nervión Basauri. Confluencia 509.935 4.787.347

RNE8000 Nervión- Ibaizabal La Peña. Límite de mareas 506.675 4.787.849

RVA1000 Ballonti Portu. Aguas abajo Aceprosa 497.466 4.795.571

En cada una de las estaciones se tomaron muestras en campañas

mensuales entre enero y diciembre de 2016. En la Tabla 5.11 se presentan

las fechas de muestreo en cada estación.



Tabla 5.11. Fechas de muestreo en los principales tributarios del estuario del

Nervión. Se presenta el código y nombre de cada estación y el día de muestreo para

cada mes de 2016.

Código Nombre MES DIA

E F M A M J J A S O N D

RAS2000 Asua 21 22 17 18 16 7 5 16 13 10 16 14

RGO6000 Gobela 21 22 17 18 16 7 5 16 13 10 16 14

RGR3000 Granada 21 22 17 18 16 7 5 16 13 10 16 14

RIB5000 Ibaizabal 25 23 14 11 11 14 12 9 19 17 16 14

RKA8000 Kadagua 25 23 14 11 11 14 12 9 19 17 16 13

RNE7000 Nervión 25 23 14 11 11 14 12 9 19 17 16 14

RNE8000 Nervión- Ib. 25 23 14 11 11 14 12 9 19 17 16 14

RVA1000 Ballonti 21 22 17 18 16 7 5 16 13 10 16 14

En cada estación se emplearon sondas y se tomaron muestras para la

medición de las siguientes variables: temperatura del agua, conductividad,

pH, oxígeno disuelto, amonio, nitrato, nitrito, ortofostafo, carbono orgánico

total, E. coli y enterococos fecales. La medición y análisis en el laboratorio se

llevaron a cabo de acuerdo a los procedimientos del CABB.

5.2.2. Resultados

En la Tabla 5.12 se presentan los principales parámetros estadísticos

descriptivos y los datos de los análisis de las campañas de muestreo de 2016

en los tributarios.

La temperatura mostró las variaciones normales de los sistemas fluviales

a lo largo del año (Figura 5.30), con mínimos en invierno y máximos en

verano. El mínimo absoluto (8,2°C) se midió en marzo en el Ibaizabal

(RIB5000) y el máximo absoluto (22,5°C) se midió en agosto en el río

Kadagua (RKA8000) y en el río Nervión (RNE8000).



Tabla 5.12. Principales parámetros estadísticos (media, mínimo, máximo y desviación estándar) para las variables

consideradas en las campañas de muestreo de 2016, en los tributarios.

Temp. Conduct. pH O. D O. D. N-NH3 N-NO2 N-NO3 P-P04 COT E. coli Entero. fecal

ºC µs/cm

mg/l % mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l NMP/100 ml UFC/100 ml

Río Asua

RAS2000

Media 14,6 511 7,8 8,1 79,8 0,13 < 0,10 1,03 < 0,4 3,38 2733 1214

Mín. 8,9 414 7,4 6,0 67,4 < 0,10 < 0,10 0,70 < 0,4 < 1,00 400 200

Máx. 22,1 584 8,1 10,9 93,4 0,27 < 0,10 1,33 < 0,4 6,40 7000 4000

D.est. 4,6 45 0,2 1,6 8,6 0,05 0,00 0,19 0,0 1,67 2610 1267

Río

Gobela

RGO6000

Media 14,5 590 7,9 8,4 84,4 0,12 < 0,10 1,40 < 0,4 3,15 6826 2159

Mín. 9,8 438 7,7 6,9 68,6 < 0,10 < 0,10 1,00 < 0,4 < 1,00 1400 320

Máx. 21,4 653 8,1 10,1 102,0 0,23 < 0,10 1,86 < 0,4 5,80 30000 10000

D.est. 4,3 58 0,1 1,1 8,9 0,04 0,00 0,22 0,0 1,65 10288 3474

Río

Granada

RGR3000

Media 14,6 903 8,1 9,0 88,0 0,25 0,11 1,08 < 0,4 3,53 27256 5471

Mín. 9,5 625 7,9 4,8 53,7 < 0,10 < 0,10 0,63 < 0,4 < 1,00 5790 1700

Máx. 20,8 1080 8,3 11,8 109,0 1,01 0,26 1,55 < 0,4 6,19 60000 10000

D.est. 3,7 115 0,1 1,9 14,0 0,26 0,05 0,25 0,0 1,73 18067 3901

Río

Ibaizabal

RIB5000

Media 14,6 397 7,6 9,7 96,2 < 0,10 < 0,10 1,03 < 0,4 5,34 5366 1470

Mín. 8,2 210 6,7 8,3 90,3 < 0,10 < 0,10 0,61 < 0,4 < 1,00 400 100

Máx. 21,8 518 8,2 11,6 102,0 < 0,10 < 0,10 1,63 < 0,4 8,54 20000 4900

D.est. 5,2 114 0,5 1,1 4,1 0,00 0,00 0,35 0,0 2,06 6905 1689



Río

Kadagua

RKA8000

Media 15,0 499 8,1 9,7 97,1 < 0,10 < 0,10 1,04 < 0,4 3,84 2154 273

Mín. 8,8 340 7,4 8,0 87,3 < 0,10 < 0,10 0,57 < 0,4 < 1,00 740 110

Máx. 22,5 644 8,3 11,2 107,0 < 0,10 < 0,10 1,48 < 0,4 6,29 3900 460

D.est. 5,2 106 0,3 1,1 5,6 0,00 0,00 0,31 0,0 1,46 1179 124

Río

Nervión

RNE7000

Media 14,5 693 8,0 10,2 101,3 < 0,10 < 0,10 0,93 < 0,4 5,40 2601 1001

Mín. 8,5 295 7,1 8,7 93,3 < 0,10 < 0,10 0,21 < 0,4 < 1,00 480 150

Máx. 22,5 1340 8,7 11,3 117,0 < 0,10 < 0,10 1,82 < 0,4 12,70 5000 4000

D.est. 5,2 374 0,4 0,9 7,3 0,00 0,00 0,50 0,0 3,05 1625 1364

Río

Nervión

RNE8000

Media 14,7 502 8,1 10,0 99,7 0,11 < 0,10 0,91 < 0,4 4,81 3837 691

Mín. 8,4 260 7,2 8,3 90,7 < 0,10 < 0,10 0,53 < 0,4 < 1,00 560 100

Máx. 22,5 766 8,7 11,5 119,0 0,17 < 0,10 1,50 < 0,4 8,70 10000 1800

D.est. 5,1 187 0,4 1,0 7,5 0,02 0,00 0,33 0,0 1,92 3304 578

Río

Ballonti

RVA1000

Media 14,9 1059 7,9 6,7 66,4 1,05 0,19 1,85 < 0,4 9,13 24171 18914

Mín. 10,6 860 7,7 4,6 46,3 0,22 < 0,10 0,32 < 0,4 < 1,00 6000 3000

Máx. 20,8 1350 8,2 9,2 85,3 3,69 0,33 3,05 0,5 53,30 70000 80000

D.est. 3,6 142 0,2 2,0 15,5 1,02 0,09 0,81 0,0 14,09 23258 27511

TOTAL

Media 14,7 644 7,9 9,0 89,1 0,25 0,11 1,16 < 0,4 4,82 9368 3899

Mín. 8,2 210 6,7 4,6 46,3 < 0,10 < 0,10 0,21 < 0,4 < 1,00 400 100

Máx. 22,5 1350 8,7 11,8 119,0 3,69 0,33 3,05 0,5 53,30 70000 80000

D.est. 4,5 271 0,4 1,8 14,6 0,48 0,04 0,50 0,0 5,44 14393 11017



El oxígeno disuelto (% de saturación) varió entre 46,3% y 119% (Tabla

5.12). En el caso de las variaciones mensuales (Figura 5.30), salvo en el río

Granada, los máximos se dieron sobre todo en invierno y los mínimos

generalmente en verano u otoño. El valor medio más bajo (66%)

correspondió al río Ballonti, mientras que el valor medio más alto se dio en el

Nervión (RNE7000) (101%).

0

10

20

30

40

50

60

0

25

50

75

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150

25/0

1

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2

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3

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9

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0

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1

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1

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4

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6

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7

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8

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9

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0

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1

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2

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150

25/0

1

23/0

2

14/0

3

11/0

4

11/0

5

14/0

6

12/0

7

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8

19/0

9

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0

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1

13/1

2

0

10

20

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50

60

0

25

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75

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125

150

25/0

1

23/0

2

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3

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4

11/0

5

14/0

6

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7

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8

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9

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0

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1

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2

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3

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4

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5

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6

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0

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1

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4

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5

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6

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7

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8

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9

10/1

0

16/1

1

14/1

2

Oxígeno % sat COT Ta agua

Asua-RAS2000 Gobelas-RGO6000

0

10

20

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40

50

60

0

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7

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150

25/0

1

23/0

2

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3

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4

11/0

5

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8

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9

17/1

0

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1

14/1

2

Granada-RGR3000 Ibaizabal-RIB5000

Kadagua-RKA8000 Nervión-RNE7000

Nervión-RNE8000 Ballonti-RVA1000

% S

AT

(O

XIG

EN

O),

ºC

(T

ra),

mg

/l (

CO

T)

CAMPAÑAS (MESES)

Figura 5.30. Por cada estación de muestreo: variación mensual del oxígeno (%

saturación) en el eje izda.; temperatura del agua (°C) y carbono orgánico total (COT,

mg·l-1) en el eje dcha.



El carbono orgánico total (COT) varió entre < 1 mg·l-1 y 53,3 mg·l-1 (en

el río Ballonti, RVA1000) (Tabla 5.12). Las variaciones mensuales no siguieron

un patrón claro (Figura 5.30).

En el caso de la conductividad los valores más altos se registraron en el

río Ballonti (RVA1000) (Tabla 5.12).

Para el pH, los valores variaron entre 6,7 y 8,7 (Tabla 5.12), por lo que

se trata de valores normales para este tipo de sistemas.

En el caso del amonio los valores variaron entre 0,1 mg N·l-1 (límite de

cuantificación registrado en muchas ocasiones) y 3,7 mg N·l-1 (río Ballonti, en

septiembre) (Tabla 5.12; Figura 5.31).

En el caso del nitrito, excepto en el Ballonti (RVA1000) y en el Granada

(RGR3000), los valores fueron cercanos al límite de cuantificación (0,1 mg N·l-

1) (Tabla 5.12; Figura 5.31).

Para el nitrato los valores variaron entre < 0,1 mg N·l-1 (en RNE 7000) y

3,05 mg N·l-1 (en RVA1000) (Tabla 5.12; Figura 5.31). En la mayoría de las

ocasiones se registran concentraciones superiores a 1 mg N·l-1. Por lo tanto,

los aportes de nitrato a través de los tributarios suponen una importante

contribución al nitrógeno al estuario, varias veces superior a los aportes de

amonio.

Finalmente, los valores de E. coli variaron entre 400 NMP/100 ml

(RAS2000, RIB5000) y 70.000 NMP/100 ml (RVA1000) (Tabla 5.12; Figura

5.32).

El valor máximo de enterococos fecales (8000 NMP/100 ml) se observó

en el río Ballonti (RVA1000) (Figura 5.32).




Ibaizabal-RIB5000

Nervión-RNE8000

Nervión-RNE7000Kadagua-RKA8000

Ballonti-RVA1000

0

2

4

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1

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3

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4

11/0

5

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6

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9

17/1

0

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1

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0

2

4

6

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1

2

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21/0

1

22/0

2

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3

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4

16/0

5

7/0

6

5/0

7

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8

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9

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0

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1

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2

0

2

4

6

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1

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3

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21/0

1

22/0

2

17/0

3

18/0

4

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7/0

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9

10/1

0

16/1

1

14/1

2

Amonio Nitrito Nitrato

0

2

4

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1

2

3

4

25/0

1

23/0

2

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3

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4

11/0

5

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6

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9

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0

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1

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0

2

4

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1

2

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4

21/0

1

22/0

2

17/0

3

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4

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5

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6

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8

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9

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0

16/1

1

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2

0

2

4

6

0

1

2

3

4

25/0

1

23/0

2

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3

11/0

4

11/0

5

14/0

6

12/0

7

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8

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9

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0

16/1

1

14/1

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0

2

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6

0

1

2

3

4

25/0

1

23/0

2

14/0

3

11/0

4

11/0

5

14/0

6

12/0

7

9/0

8

19/0

9

17/1

0

16/1

1

13/1

2

CAMPAÑAS (MESES)

CO

NC

EN

TR

AC

ION

(m

g/l)

Granada-RGR3000

Figura 5.31. Variación mensual del amonio, nitrito y nitrato (los tres en mg N·l-1) en

cada estación de muestreo. Eje izda.: amonio; eje dcho.: nitrito y nitrato; límite de

cuantificación 0,1 mg N·l-1 para nitrito y amonio.



10

100

1.000

10.000

100.000

1.000.0002

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1

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2

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7/0

6

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7

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8

13/0

9

10/1

0

16/1

1

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10

100

1.000

10.000

100.000

1.000.000

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1

22/0

2

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5

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6

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7

16/0

8

13/0

9

10/1

0

16/1

1

14/1

2

E Coli Enteroc. fecales

10

100

1.000

10.000

100.000

1.000.000

21/0

1

22/0

2

17/0

3

18/0

4

16/0

5

7/0

6

5/0

7

16/0

8

13/0

9

10/1

0

16/1

1

14/1

2

10

100

1.000

10.000

100.000

1.000.000

25/0

1

23/0

2

14/0

3

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4

11/0

5

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6

12/0

7

9/0

8

19/0

9

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0

16/1

1

14/1

2

10

100

1.000

10.000

100.000

1.000.000

25/0

1

23/0

2

14/0

3

11/0

4

11/0

5

14/0

6

12/0

7

9/0

8

19/0

9

17/1

0

16/1

1

13/1

2

10

100

1.000

10.000

100.000

1.000.000

25/0

1

23/0

2

14/0

3

11/0

4

11/0

5

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6

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8

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9

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0

16/1

1

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2

10

100

1.000

10.000

100.000

1.000.000

25/0

1

23/0

2

14/0

3

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4

11/0

5

14/0

6

12/0

7

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8

19/0

9

17/1

0

16/1

1

14/1

2

10

100

1.000

10.000

100.000

1.000.000

21/0

1

22/0

2

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3

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16/0

5

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5/0

7

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8

13/0

9

10/1

0

16/1

1

14/1

2


Granada-RGR3000 Ibaizabal-RIB5000

Kadagua-RKA8000 Nervión-RNE7000

Nervión-RNE8000 Ballonti-RVA1000

CAMPAÑAS (MESES)

UF

C/1

00

ml

(C.

feca

les,

Estr

epto

co

co

s fe

ca

les),

N

MP

/10

0 m

l (E

.co

li)

Figura 5.32. Variación mensual de los enterococos fecales (UFC/100 ml), y de E. coli

(NMP/100 ml) en cada estación de muestreo.



5.3. Resumen y conclusiones

- En el estuario del Nervión la variabilidad espacial de las condiciones físico-

químicas en la columna de agua está gobernada, en primer lugar, por la

circulación hídrica, estableciéndose marcados gradientes a lo largo del eje

principal del estuario (interior-exterior) y gradientes laterales en la zona del

Abra exterior. En segundo lugar, algunos vertidos que se realizan a lo largo

del estuario producen "anomalías” sobre el patrón general.

- En las campañas de 2016 los valores de las variables oceanográficas

generales (salinidad, temperatura y pH) en el estuario siguieron las pautas

que son las habituales en estuarios de latitudes templadas, tanto las

relacionadas con las diferencias a lo largo del eje longitudinal, como los ciclos

estacionales.

- Los resultados de 2016 vuelven a poner de manifiesto que el estuario del

Nervión es un sistema fuertemente estratificado, lo cual explica las notables

diferencias entre superficie y fondo para numerosas variables.

- Al igual que en años anteriores, las menores concentraciones de oxígeno se

registraron en las aguas de fondo de la zona interior, sobre todo en primavera

y en verano.

- En el año 2016 las condiciones de oxigenación fueron, en general, buenas y

similares a las de los años más recientes. Así, ninguna muestra presentó

valores inferiores al 20% de saturación y tan sólo el 5% de los valores

medidos a lo largo del año incumplieron el estándar de calidad (60% de

saturación).

- Algunas variables relacionadas con la calidad de las aguas (sobre todo el

nitrógeno amoniacal) presentaron ciertas “anomalías” en su distribución a lo

largo del estuario, lo cual refleja los aportes que se producen en la zona

media, procedentes en gran medida de los vertidos de la planta depuradora

de Galindo y de algunas industrias. La mezcla del agua fluvial con el agua de

mar implica un proceso de dilución que explica las concentraciones

decrecientes de tales sustancias en el sentido interior-exterior y la

transparencia creciente también hacia el exterior.



- Las concentraciones de clorofila “a” obtenidas en laboratorio, mediante

espectrofotometría, pueden considerarse en su mayoría normales para este

tipo de masas de agua (estuarios submareales). El máximo en 2016 se

registró en verano, en la parte media del estuario (9 µg∙l-1), junto con alta

densidad de fitoplancton. Las medidas “in situ” mediante sonda, y su

distribución sugieren que, en algunas situaciones, el río puede actuar como

fuente de fitoplancton al estuario, mientras que en otros casos se aprecia un

notable crecimiento de las comunidades propiamente estuáricas.

- En los últimos años, a tenor de los valores estimados de profundidad de la

zona fótica a partir de la visión del disco de Secchi, no parece que la luz

constituya un factor limitante para la producción primaria y el crecimiento de

las poblaciones de fitoplancton en los primeros metros de la columna de

agua.

- Los datos tomados por el CABB a lo largo del estuario desde 1990 indican

que los porcentajes de saturación de oxígeno inferiores al 60% (objetivo del

Plan de Saneamiento) y al 20% (valor que se puede considerar crítico para la

supervivencia de los organismos bentónicos) vienen siendo mucho menos

frecuentes en los últimos años. Las situaciones de hipoxia severa se han

vuelto muy raras, mientras que al comienzo del seguimiento eran bastante

comunes.

- Las campañas que se realizan a lo largo de todo el estuario desde 1990

permiten detectar tendencias temporales estadísticamente significativas de

incremento de las concentraciones de oxígeno disuelto y de la transparencia

del agua y de descenso de las concentraciones de nitrógeno amoniacal y de

coliformes. Esto indica una clara mejoría de las condiciones a medida que se

van recogiendo vertidos. En 2001 se registra un salto cualitativo en la mejoría

de las condiciones de oxigenación, lo cual está relacionado con la entrada en

funcionamiento del tratamiento biológico en Galindo.

- Las tendencias mencionadas anteriormente se relacionan con el notable

descenso de las cargas de materia orgánica, nutrientes y bacterias que se ha

producido desde la puesta en marcha del Plan de Saneamiento. En los últimos

años las cargas procedentes de industrias y de aguas residuales urbanas sin

tratar se han reducido tanto que las principales fuentes de contaminación

orgánica y amoniacal han sido, porcentualmente, los ríos y la EDAR de

Galindo.



- La distribución de los parámetros bacteriológicos a lo largo del estuario

guarda estrecha relación con la salinidad, ya que las bacterias procedentes de

vertidos urbanos disminuyen en concentración al mezclarse con el agua

marina. Por otra parte, las condiciones meteorológicas juegan un papel

importante en la abundancia de bacterias fecales, ya que en épocas lluviosas

hay mayores aportes de bacterias por escorrentía.

- Se detecta una tendencia estadísticamente significativa de descenso de las

concentraciones de bacterias a lo largo de los años.

- En cuanto a los principales tributarios, la distribución de las variables físico-

químicas básicas (temperatura, pH y conductividad) a lo largo del año 2016

resultó la normal para este tipo de sistemas.

- Los tributarios pueden suponer contribuciones significativas de nutrientes,

bacterias y materia orgánica al estuario. Los aportes de nitrato son superiores

a los de amonio y nitrito.

- De entre los tributarios, tal y como se viene repitiendo en campañas

anteriores, el Ballonti presentó las peores condiciones de oxigenación, los

valores más altos de las variables asociadas a vertidos de aguas residuales

(p. ej., amonio), así como los valores más altos de bacterias fecales.

6. Comunidades de fitoplancton 97


6. COMUNIDADES DE FITOPLANCTON

6.1. Situación de las estaciones y obtención de las

muestras

El análisis de la comunidad fitoplanctónica comenzó en 2002; desde el

comienzo del seguimiento se han tomado muestras anualmente en ocho

estaciones distribuidas a lo largo del estuario, siempre en superficie (0-0,5

m). En algunas campañas también se tomaron muestras adicionales a otras

profundidades. En el año 2016 las comunidades fitoplanctónicas se estudiaron

en las aguas de superficie, tanto en el estuario como en los tres principales

tributarios: Kadagua, Nerbioi e Ibaizabal (Figura 6.1).

1

8

6

5

4

3

C

N20 4 6 km

1

8

6

5

4

3

C

N20 4 6 km

1Abra exterior

Abra interior

20 4 6 km

RESN01

RESN02

RESN03

P. Bizkaia

Axpe

RESN04

P. Rontegi

RESN05

Zorroza

RESN06 P. Deusto

RESN07

Arriaga

RESN08

Kadagua

Nerbioi

Ibaizabal

Figura 6.1. Mapa del estuario del Nervión con las estaciones de muestreo de fitoplancton en 2016 (señaladas en rosa). Se indican también tres estaciones en los tributarios principales –Kadagua, Nerbioi e Ibaizabal- que han sido utilizadas en las campañas de primavera y verano (círculos blancos).



Las muestras de fitoplancton se recogen en dos tipos de botella. Para la

observación de las muestras en vivo, lo que permite la identificación de

formas no resistentes a la fijación, se utilizan botellas Nalgene®, mientras

que para el recuento de las algas se utilizan botellas de cristal topacio de 125

ml, que contienen 0,5 ml de una solución de lugol ácido.

Además de las muestras de agua que fijan para su cuantificación, se

toma una muestra cualitativa en la estación RESN01 (Abra exterior) con el fin

de identificar el mayor número de especies posible. Para ello, se utiliza una

red estándar de fitoplancton de 10 µm, realizándose uno o dos lances en

horizontal hasta obtener una muestra concentrada.

En cuanto a la frecuencia, entre los años 2002 y 2009 se muestreó

desde marzo hasta septiembre, casi mensualmente. En los años 2010, 2011 y

2012 las campañas se ciñeron a los meses entre mayo y septiembre;

además, la frecuencia se intensificó en el periodo estival. A partir del año

2013 se realizan cuatro muestreos, distribuidos a lo largo del año de manera

que puedan abarcarse diferentes condiciones hidrográficas (Tabla 6.1).

Tabla 6.1. Información relativa a los muestreos de fitoplancton en el estuario del

Nervión en el año 2016. El caudal es la media diaria considerando el día del muestreo

y los cuatro días previos, para el Nervión + Ibaizabal (estación Abusu).

Fecha Época

Pleamar

(hora

local)

Inicio

muestreo

(hora local)

Amplitud1

(m) Marea2 Caudal3 (m3 s-1)

15/03/2016 Invierno 09:18 10:40 2,13 muerta 108,1

13/04/2016 Primavera 10:05 10:40 2,29 muerta 27,5

11/07/2016 Verano 10:25 10:27 2,04 muerta *

10/10/2016 Otoño 12:19 10:26 1,40 muerta 2,2

(1) Diferencia entre los niveles de pleamar y bajamar (2) Muerta (amplitud <2,8 m); media (amplitud de 2,8 a 3,2 m); viva (amplitud >3,2 m). (3) http://web.bizkaia.net/Ingurugiroa_Lurraldea/Hidrologia_Ac/

*No existen datos para mostrar en el rango de fechas seleccionadas



Los muestreos de fitoplancton se realizan de manera simultánea con los

de las variables del agua y en las mismas estaciones (las coordenadas pueden

consultarse en la sección anterior, Tabla 5.2). El muestreo comienza en la

estación más interior (Arriaga) y finaliza en el Abra (RESN01). Para

completarlo se emplea un tiempo aproximado de dos horas.

Hasta el año 2011 el muestreo comenzaba dos horas después de la

pleamar. Entre los años 2012 y 2016 no se ha tenido en cuenta el estado de

la marea, pero se han escogido preferentemente días de muestreo con un

aporte fluvial bajo, con el fin de poder evaluar la calidad de las aguas del

estuario sin la influencia que pudiera ejercer el río sobre las variables físico-

químicas que describen la calidad del agua (dilución o aporte de sustancias

disueltas y material particulado), ni sobre las comunidades del fitoplancton

(dispersión).

Durante los muestreos de fitoplancton de 2016, en la cabecera del

estuario (RESN08) las aguas de superficie presentaron una salinidad variable,

con condiciones fluviales en invierno (0,2 USP), oligohalinas en primavera

(0,5 USP), mesohalinas en verano (7 USP) y polihalinas en otoño (22 USP).

No siempre pueden evitarse condiciones de alta descarga fluvial, como ocurrió

en el muestreo realizado en invierno. En todo caso, hay que tener en cuenta

que estas condiciones reflejan el ciclo natural del sistema y que en la masa de

agua del Nerbioi Exterior no afectan tanto a las comunidades fitoplanctónicas.

6.2. Métodos analíticos

Para la identificación de los distintos taxones del fitoplancton se utilizan

tanto muestras fijadas como muestras en vivo. Estas últimas permiten

observar el movimiento y las características morfológicas que, como los

flagelos, no son resistentes a la fijación.

En las muestras fijadas se enumeran las microalgas mediante el método

de Utermöhl (UTERMÖHL, 1958). Ello consiste en introducir una alícuota de

agua en una cámara de sedimentación donde, por gravedad, al cabo de un

tiempo determinado las células de fitoplancton quedan depositadas en el

fondo de manera aleatoria (Figura 6.2).



Figura 6.2 Utilización de cámaras de sedimentación para la preparación de las

muestras de fitoplancton según el método de Utermöhl.

El análisis cuantitativo de la muestra que queda recogida en la base de

la cámara se realiza mediante microscopio invertido (EDLER y ELBRÄCHTER,

2010). Se trata del mismo método que el empleado en la “Red de

Seguimiento del Estado Ecológico de las Aguas de Transición y Costeras de la

CAPV” (BORJA et al., 2013) y los análisis son efectuados por el mismo equipo

investigador (Laboratorio de Ecología de la UPV/EHU). Para ello se siguen las

recomendaciones de las normas europeas EN 15204:2006 (AENOR, 2007) y

EN 15972:2011 (AENOR, 2012).

La identificación se lleva a cabo a nivel de género o especie, cuando ello

es posible. En el caso de las células de tamaño muy pequeño, u organismos

muy frágiles, el fitoplancton se clasifica en niveles jerárquicos inferiores

(orden o familia). Finalmente, los datos de abundancia se resumen para los

siguientes grupos: clorofitas (clorofíceas, prasinofíceas y ulvofíceas),

diatomeas, crisofíceas, dictiocofíceas, rafidofíceas, criptofíceas, dinoflagelados,

euglenofíceas, primnesiofíceas (haptofitas), ciliados autótrofos, cianofíceas

(filamentos), nanoflagelados heterótrofos y pequeñas formas sin clasificar

(≤10 µm).

Para comprobar los nombres científicos actualmente aceptados y evitar

la utilización de sinónimos se consulta el Registro Europeo de Especies

Marinas (www.marbef.org/data) y el de AlgaeBase (www.algaebase.org).



Asimismo, con alícuotas del agua recogida se han realizado cultivos de

diluciones en serie. La utilización de cultivos para la identificación de especies

facilita la identificación de organismos muy pequeños o no resistentes a la

fijación, que pasan desapercibidos en las observaciones en vivo realizadas el

mismo día del muestreo y sobre todo en las muestras fijadas. Estos cultivos

se mantienen a 20 ºC y a la salinidad correspondiente a la observada en su

punto de recogida. El medio utilizado es f/2 modificado según GUILLARD y

RYTHER (1962), al que se añade germanio en lugar de silicio para evitar

crecimiento de diatomeas (MARKHAM y HAGMEIER 1982). Este procedimiento

se ha llevado a cabo en las estaciones impares (RESN01, RESN03, RESN05 y

RESN07), representativas de los distintos rangos salinos (euhalino, polihalino,

mesohalino y oligohalino).

6.3. Resultados

6.3.1. Introducción

La necesidad de conocer la composición taxonómica y la abundancia de

del fitoplancton en los estuarios se refleja en la Directiva Marco del Agua

2000/60/CE, por lo que el CABB consideró necesario realizar un estudio

preliminar y el consiguiente seguimiento del fitoplancton del estuario del río

Nervión-Ibaizabal y de los tramos finales de sus principales tributarios, los

ríos Ibaizabal, Nerbioi y Kadagua.

Con este estudio, son ya más de 15 años de seguimiento del

fitoplancton en los que se han constatado no sólo la abundancia relativa y la

distribución de los distintos grupos taxonómicos, sino también los

crecimientos masivos que en ocasiones puntuales se han producido en

diferentes partes del estuario (SEOANE et al., 2005; 2006). Asimismo, se ha

contribuido al conocimiento de la relación entre las formas autótrofas y

heterótrofas, dentro de las fracciones del pico- y nanoplancton.

En los últimos años se ha detectado a nivel mundial un aumento en la

frecuencia de los crecimientos masivos de fitoplancton, principalmente en los

estuarios de los países industrializados (HALLEGRAEFF, 2003), lo que unido a

las consecuencias negativas que acarrean estas proliferaciones de algas, pone

en evidencia la necesidad de conocer la composición del fitoplancton en los

estuarios, principales receptores de vertidos varios. La existencia de series



temporales sobre abundancia y composición taxonómica del fitoplancton

permitirá predecir, hasta cierto punto, la aparición de proliferaciones masivas

de algas nocivas y también, conocer la evolución del ecosistema en respuesta

a cambios en la calidad del agua.

Los estuarios son zonas de elevada producción biológica porque

disponen de abundantes nutrientes inorgánicos y materia orgánica. Sin

embargo, cuando la presión antrópica es alta, es frecuente observar

mortandades de peces que se atribuyen a una de las siguientes causas:

disminución del oxígeno, vertidos tóxicos o microalgas nocivas. Es difícil

establecer relaciones causales debido a que, generalmente, el análisis del

medio se realiza de manera posterior a la aparición del efecto. Sin embargo,

en numerosas ocasiones, la mortandad de peces en estuarios se ha atribuido

a alguna especie de microalga (BURKHOLDER et al., 1999).

Las microalgas planctónicas (fitoplancton junto con algas unicelulares del

fondo que se resuspenden) pueden crecer a tasas altas en los tramos

remansados de los ríos y en los estuarios, cuando el tiempo de residencia del

agua es lo suficientemente elevado como para compensar la pérdida de

células por transporte longitudinal.

Las algas que son obligadamente autótrofas necesitan luz y nutrientes

inorgánicos para crecer. Sin embargo, muchas de ellas son mixótrofas,

pudiendo alimentarse de materia orgánica e inorgánica, por lo que pueden

vivir en ambiente acuáticos muy turbios. De la misma forma, los organismos

unicelulares heterótrofos viven a expensas de la materia orgánica del agua,

tanto disuelta como particulada.

Para que el metabolismo de la comunidad microplanctónica sea

autótrofo, el balance entre la fotosíntesis de las microalgas y la respiración de

toda la comunidad (incluidos los propios organismos fotosintéticos) tiene que

ser positivo, en cuyo caso hay un aporte neto de oxígeno al agua. En caso

contrario, el metabolismo de la comunidad microplanctónica es heterótrofo lo

que implica un secuestro de oxígeno del agua por parte de la comunidad. En

estas circunstancias, el porcentaje de saturación de oxígeno desciende por

debajo de 100%, a menos que existan aportes de oxígeno desde la atmósfera

producidos por movimientos turbulentos del agua. Los tramos altos de los

ríos, aunque suelen ser heterótrofos (las redes tróficas dependen en gran

parte de los aportes de hojarasca de las riberas), disponen de suficiente



oxígeno. Sin embargo, en los tramos lentos de los ríos y en los estuarios,

donde el intercambio de gases entre la atmósfera y el agua es más difícil,

puede escasear el oxígeno. Esto último ocurre cuando hay una limitación de la

fotosíntesis, generalmente en aguas muy turbias, en el fondo de la columna

de agua o durante la noche.

Algunas microalgas tienen efectos perjudiciales sobre las redes tróficas,

bien por poseer estructuras silícicas, por elaborar mucílagos que aportan

materia orgánica lábil al agua o por sintetizar sustancias tóxicas. Además,

bajo determinadas condiciones ambientales, las microalgas crecen

masivamente llegando a colorear el agua, lo cual se conoce popularmente

como mareas rojas. Este fenómeno ha existido siempre, pero en las últimas

décadas se ha observado un aumento de su frecuencia que podría estar

ligado a procesos antrópicos de eutrofización (HALLEGRAEFF, 1993).

Se conocen algo menos de un centenar de especies de fitoplancton que

son perjudiciales por poseer toxinas, o por provocar daños físicos en

estructuras vitales de la fauna, o por causar anoxia en el agua debido a las

secreciones de mucílagos. En los estuarios y en el mar, la mayor parte de

ellas son dinoflagelados, pero hay además diatomeas, silicoflagelados,

primnesiofíceas, pelagofíceas, rafidofíceas y cianobacterias. En cambio, en las

aguas dulces la mayor parte de las especies perjudiciales son cianobacterias.

Las microalgas planctónicas pueden provocar la mortandad de la fauna

acuícola mediante efectos directos o indirectos. En el primer caso, la

mortandad estaría ocasionada por la presencia de fitoplancton que produce

sustancias tóxicas para los peces. Tal es el caso de algunas especies de

dinoflagelados de los géneros Alexandrium, Dinophysis o Prorocentrum y de

las especies Gymnodinium breve, Gyrodinium aureolum o Pfiesteria piscicida,

la primnesiofícea Chrysochromulina polylepis, algunas rafidofíceas de los

géneros Chattonella y Heterosigma, el silicoflagelado Dictyocha speculum y

algunas especies de cianobacterias de los géneros Anabaena y Nodularia

(REGUERA et al., 1998). Estas sustancias pueden ser neurotóxicas, citolíticas

o hemolíticas (SMAYDA, 1997) y la muerte se produce en general unos

minutos después de entrar en contacto con la toxina.

Las toxinas también pueden ser acumuladas por los filtradores del

zooplancton y zoobentos (moluscos principalmente), que no se ven

perjudicados por la toxina pero que, sin embargo, sí afecta a los peces y a



otros consumidores, incluidos los seres humanos. La toxicidad de estas

especies se ha descubierto generalmente por haber aparecido los organismos

causantes en grandes densidades, coincidiendo con mortandades de peces.

En algunos casos, como el del dinoflagelado Pfiesteria piscicida, esta relación

sólo se ha podido establecer recientemente, debido a la complejidad del ciclo

de vida de este organismo, que pasa por numerosas etapas en las que

presenta una morfología muy diferente. Esto quiere decir que podrían ser

tóxicas algas que en la actualidad no se consideran como tales, al haber

pasado desapercibidas por no haber crecido masivamente o bien, por no

haberse relacionado su presencia con la mortandad de peces.

Por otro lado, algunas algas que no son tóxicas como las del género

Phaeocystis producen mucílagos, pudiendo llegar a ocluir las branquias de los

peces al reducir el flujo de agua (y oxígeno) a través de ellas, siendo ésta

también una causa directa de su muerte.

En otros casos, la presencia de estructuras silícicas (setas) como las de

las diatomeas del género Chaetoceros pueden dañar las branquias

provocando edemas y asfixia. Algunas algas, como las del género

Chrysochromulina, excretan sustancias que irritan las branquias de los peces,

de manera que son las propias branquias las que segregan mucílagos y

provocan la asfixia.

De forma indirecta, los organismos bentónicos pueden morir por escasez

de oxígeno debido al crecimiento masivo de las microalgas y su posterior

consumo heterótrofo. En estas condiciones se produce una gran cantidad de

materia orgánica lábil procedente de los exudados y lisis de células de

fitoplancton, que sirve de alimento a los microorganismos heterótrofos

(bacterias y protozoos) lo que deriva en una elevada demanda de oxígeno. Si

el río o estuario no tiene un régimen turbulento, situación muy típica en

verano, el oxígeno difunde con dificultad desde la atmósfera lo que, unido al

consumo de la elevada materia orgánica por parte de los microheterótrofos,

provoca episodios de hipoxia y anoxia. Estos episodios pueden durar varias

horas durante la noche, periodo en el que al no haber fotosíntesis el consumo

de oxígeno del agua no se ve compensado por el aporte de oxígeno de las

algas y plantas acuáticas.

Por último, también hay señalar que las condiciones ópticas del agua se

ven afectadas por el crecimiento excesivo de las microalgas en los estuarios y



en tramos lentos de los ríos. En los ecosistemas someros, donde habitan

comunidades de macrófitos sumergidos, la disponibilidad de luz en el fondo es

importante para su funcionamiento. Un exceso de material particulado

causado por un elevado número de células (que además suelen contener

pigmentos) puede producir efectos adversos sobre estas comunidades

vegetales al dificultar la penetración de la luz en la columna de agua.

La calidad del agua del estuario del Nervión-Ibaizabal ha experimentado

una mejoría substancial desde que se puso en funcionamiento el plan de

saneamiento de las cuencas vertientes y del propio estuario. Como

consecuencia, ha disminuido la turbidez del agua, lo que favorece el

crecimiento de las algas tanto planctónicas como bentónicas. Sin embargo,

los crecimientos masivos del fitoplancton, que disponen en el estuario de

abundantes nutrientes, pueden ser perjudiciales para la calidad del agua y

para otros organismos por los efectos ya comentados.

A continuación, se presentan los resultados del estudio de las

comunidades de fitoplancton del estuario del Nervión-Ibaizabal realizado en

2016. Este estudio comprende dos aspectos principales:

• Descripción de la composición y abundancia del fitoplancton. Su

objetivo es conocer la variabilidad espacial y temporal, con especial

interés en los crecimientos masivos (floraciones o blooms).

• Descripción de la ocurrencia de especies potencialmente nocivas,

incluyendo las que son perjudiciales para el ecosistema y también las

que lo son para la salud humana.

6.3.2. Composición y abundancia del fitoplancton en el estuario

La Figura 6.3 representa la variación de la densidad celular en las aguas

de superficie para cada mes del año, obtenida con los datos de la serie

temporal completa. Se han representado con un símbolo distinto los datos de

2016, con el fin de compararlos con los de los años precedentes.



1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09

Mar Abr May Jun Jul Ago Sep Oct Nov Dic

Ab

un

da

nc

ia (c

éls

/l)

Est. 2- Abra interior

1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09


Ab

un

da

nc

ia (c

éls

/l)

Est. 4- Axpe

1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09


Ab

un

da

nc

ia (c

éls

/l)

Est. 6- Zorroza

1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09


Ab

un

da

nc

ia (c

éls

/l)

Est. 8- Arriaga

1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09


Est. 1- Abra exterior

1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09


Est. 3- Puente Bizkaia

1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09


Est. 5- Rontegi

1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09


Est. 7- Deusto

Figura 6.3. Variabilidad mensual de la abundancia fitoplanctónica total en cada

punto del estuario del Nervión. Los símbolos negros representan los datos recogidos

desde 2002 hasta 2015 y los rojos corresponden a los del último año (2016). Los

valores se muestran en escala logarítmica.

En 2016 la abundancia total osciló entre valores del orden de 104

(invierno) y de 107 células por litro (verano). El máximo alcanzó algo más de

40 millones de células por litro. Estos valores se encontraron dentro del rango

observado previamente en este seguimiento, donde el máximo absoluto ha

sido hasta ahora de 240 millones de células (junio de 2006, Axpe).



La Figura 6.3 también permite observar las variaciones estacionales

típicas del fitoplancton. En general, la abundancia sigue el mismo ciclo que la

temperatura. Así, tiende a aumentar desde marzo hasta junio, presenta los

máximos a mediados de verano, y desciende posteriormente.

No obstante, se observan algunas diferencias a lo largo del estuario. En

la zona superior o cabecera, la abundancia celular generalmente es moderada

en primavera, inferior al millón de células por litro. En esta zona, desde la

estación 8 (Arriaga), hasta la estación 6 (Zorroza), la época de blooms está

claramente asociada al verano y los máximos históricos se observan en julio

y/o agosto. Por el contrario, en las zonas media y exterior del estuario, desde

la estación 5 (Rontegi) hasta la estación 1 (Abra exterior), se observan

máximos históricos también en junio, e incluso en mayo. Además, en la zona

más marina (estaciones 1 y 2) el descenso otoñal es menos acusado.

Por lo tanto, de forma general, en el estuario del Nervión-Ibaizabal la

época de máxima abundancia celular comprende desde mayo hasta octubre.

En la cabecera del estuario, la frecuencia de valores que superan el millón de

células por litro es mayor en julio y agosto, mientras que en el resto del

estuario las abundancias más elevadas pueden comenzar a observarse más

tempranamente.

En la Figura 6.4 se presenta la abundancia total de células de

fitoplancton medida durante 2016, en cada campaña y por cada estación del

estuario. Desde la Figura 6.5 hasta la 6.17 se muestra la abundancia de los

principales grupos taxonómicos.



100-101

101-102

102-103

103-104

104-105

105-106

106-107

107-108

TOTAL

CAMPAÑA

ES

TA

CIO

NE

S

Figura 6.4. Abundancia total de fitoplancton (células L-1) a lo largo del estuario para

cada campaña (arriba) y en forma de isolíneas de abundancia por estación y campaña

(abajo). Los valores están representados en escala logarítmica.



DIATOMEAS

100-101

101-102

102-103

103-104

104-105

105-106

106-107

107-108

CAMPAÑA

ES

TA

CIO

NE

S

Figura 6.5. Abundancia de diatomeas (células L-1) a lo largo del estuario para cada

campaña (arriba) y en forma de isolíneas de abundancia por estación y campaña




DINOFLAGELADOS

100-101

101-102

102-103

103-104

104-105

105-106

106-107

107-108

CAMPAÑA

ES

TA

CIO

NE

S

Figura 6.6. Abundancia de dinoflagelados (células L-1) a lo largo del estuario para

cada campaña (arriba) y en forma de isolíneas de abundancia por estación y

campaña (abajo). Los valores están representados en escala logarítmica.



100-101

101-102

102-103

103-104

104-105

105-106

106-107

107-108

CAMPAÑA

ES

TA

CIO

NE

S

CLOROFÍCEAS Y VERDES SIN ID.

Figura 6.7. Abundancia de clorofitas como suma de clorofíceas y algas verdes no

identificadas (células L-1) a lo largo del estuario para cada campaña (arriba) y en

forma de isolíneas de abundancia por estación y campaña (abajo). Los valores están

representados en escala logarítmica.



PRASINOFÍCEAS

100-101

101-102

102-103

103-104

104-105

105-106

106-107

107-108

CAMPAÑA

ES

TA

CIO

NE

S

Figura 6.8. Abundancia de clorofitas prasinofíceas (células L-1) a lo largo del

estuario para cada campaña (arriba) y en forma de isolíneas de abundancia por

estación y campaña (abajo). Los valores están representados en escala logarítmica.



ULVOFÍCEAS

100-101

101-102

102-103

103-104

104-105

105-106

106-107

107-108

CAMPAÑA

ES

TA

CIO

NE

S

Figura 6.9. Abundancia de clorofitas ulvofíceas (células L-1) a lo largo del estuario

para cada campaña (arriba) y en forma de isolíneas de abundancia por estación y




EUGLENOFITAS

100-101

101-102

102-103

103-104

104-105

105-106

106-107

107-108

CAMPAÑA

ES

TA

CIO

NE

S

Figura 6.10. Abundancia de euglenofitas (células L-1) a lo largo del estuario para





CRIPTOFITAS

100-101

101-102

102-103

103-104

104-105

105-106

106-107

107-108

CAMPAÑA

ES

TA

CIO

NE

S

Figura 6.11. Abundancia de criptofitas (células L-1) a lo largo del estuario para cada

campaña (arriba) y en forma de isolíneas de abundancia por estación y campaña




PRIMNESIOFÍCEAS (HAPTOPHYTA)

100-101

101-102

102-103

103-104

104-105

105-106

106-107

107-108

CAMPAÑA

ES

TA

CIO

NE

S

Figura 6.12. Abundancia de primnesiofíceas (células L-1) a lo largo del estuario para





CRISOFÍCEAS Y OTROS (OCHROPHYTA)

100-101

101-102

102-103

103-104

104-105

105-106

106-107

107-108

CAMPAÑA

ES

TA

CIO

NE

S

Figura 6.13. Abundancia de crisofíceas, xantofíceas y sinurofíceas (células L-1) a lo

largo del estuario para cada campaña (arriba) y en forma de isolíneas de

abundancia por estación y campaña (abajo). Los valores están representados en

escala logarítmica.



RAFIDOFÍCEAS (OCHROPHYTA)

100-101

101-102

102-103

103-104

104-105

105-106

106-107

107-108

CAMPAÑA

ES

TA

CIO

NE

S

Figura 6.14. Abundancia de rafidofíceas (células L-1) a lo largo del estuario para





DICTIOCOFÍCEAS (OCHROPHYTA)

100-101

101-102

102-103

103-104

104-105

105-106

106-107

107-108

CAMPAÑA

ES

TA

CIO

NE

S

Figura 6.15. Abundancia de dictiocofíceas (células L-1) a lo largo del estuario para





PEQUEÑAS FORMAS SIN IDENTIFICAR

100-101

101-102

102-103

103-104

104-105

105-106

106-107

107-108

CAMPAÑA

ES

TA

CIO

NE

S

Figura 6.16. Abundancia de formas sin identificar <10 µm (células L-1) a lo largo

del estuario para cada campaña (arriba) y en forma de isolíneas de abundancia por




FLAGELADOS HETERÓTROFOS

100-101

101-102

102-103

103-104

104-105

105-106

106-107

107-108

CAMPAÑA

ES

TA

CIO

NE

S

Figura 6.17. Abundancia de flagelados heterótrofos (células L-1) a lo largo del

estuario para cada campaña (arriba) y en forma de isolíneas de abundancia por




En la Figura 6.4 se presenta la variación espacial y estacional de la

abundancia total (densidad celular de la comunidad fitoplanctónica).

La campaña de invierno (15-marzo) se caracterizó por valores de

abundancia total relativamente bajos a lo largo de todo el estuario, entre 55 y

132∙103 células L-1. Las semanas previas habían sido lluviosas y las aguas en

la zona superior se encontraban bastante turbias.

En el muestreo de primavera (13 de abril) se percibió cierto aumento en

la abundancia, especialmente en la zona superior del estuario. El rango de

variación fue desde 160 hasta 708∙103 células L-1.

En verano (11 de julio) las concentraciones celulares aumentaron

considerablemente a lo largo de todo el estuario. El valor mínimo se encontró

en la masa de agua exterior (6·106 células L-1) y el máximo en la interior

(42·106 células L-1). De la misma manera, se detectaron concentraciones de

clorofila relativamente altas. Estas floraciones fitoplanctónicas hicieron

disminuir considerablemente la transparencia del agua. La profundidad de

visión del disco de Secchi fue de unos 20 cm en todas las estaciones de

muestreo, como puede apreciarse en el capítulo anterior. La elevada

concentración de fitoplancton también produjo un descenso de la

concentración de oxígeno en la cabecera del estuario.

En otoño (10 de octubre) la abundancia total disminuyó

considerablemente en la cabecera del estuario, donde presentó valores muy

similares a los de la campaña de primavera, del orden de 500-900∙103 células

L-1. En el resto del canal del estuario la abundancia disminuyó

moderadamente, hasta un rango entre 1 y 2·106 células L-1. En las estaciones

del Abra, aunque se apreció cierta disminución respecto al muestreo de julio,

la abundancia estuvo ligeramente por encima de 2·106 células L-1. Con ello, en

octubre la densidad fitoplanctónica presentó un gradiente de aumento hacia la

zona exterior, más marina, del estuario.

La distribución de las diatomeas se muestra en la Figura 6.5. Al

comparar ésta con la Figura 6.4, se observa que las diatomeas explicaron en

bastante medida la variabilidad de la abundancia total del fitoplancton. Las

mayores densidades de diatomeas se observaron en la campaña de verano

en la zona media del estuario (máximo en la estación RESN05, con 9·106

células L-1, pertenecientes en su mayoría a Leptocylindrus minimus).



No obstante, en la campaña de verano otros taxa alcanzaron entre 1 y 8

millones de células por litro. Así, en la zona media y/o superior del estuario

cabe citar al dinoflagelado de pequeño tamaño Heterocapsa cf. rotundata

(Figura 6.6), la clorofícea Scenedesmus sp. (Figura 6.7), la clorofita

prasinofícea Pyramimonas sp. (Figura 6.8) y haptofitas como Isochrysis sp. y

Chrysochromulina/Imantonia/Phaeocystis (Figura 6.12). Además, otras

pequeñas formas que no fue posible identificar fueron relativamente

abundantes en algunas estaciones del canal del estuario (Figura 6.16).

Por otra parte, en verano, a lo largo de todo el estuario las criptofitas

contribuyeron de manera importante a la abundancia celular (Figura 6.11). En

este grupo destacaron: Hemiselmis spp., Plagioselmis spp., Teleaulax spp. y

Urgorri complanatus. Esta última fue muy abundante en la estación RESN08

(~14·106 células L-1), pero apenas apareció en la zona exterior.

Por tanto, la situación de alta biomasa fitoplanctónica y escasa

transparencia del agua observada el 11 de julio fue causada por floraciones

de varias especies pertenecientes a grupos distintos, como puede verse

también en la Figura 6.18.

Hay que comentar que el 29 de junio hubo un aviso de coloración del

agua en la zona media-superior del estuario. Por ello, fuera de las campañas

habituales, se tomaron muestras en esa zona. En la cabecera del estuario

(RESN08), donde la coloración era más intensa, el análisis mostró más de 50

millones de células por litro de la criptofita Urgorri complanatus. Hacia la zona

media (RESN05) se daba una codominancia de flagelados de pequeño tamaño

que aparecían en concentraciones del orden de 106 y 107 células L-1, como

Heterocapsa cf. rotundata, Isochrysis sp. y varias criptofitas. Dos especies de

diatomeas también aparecieron en altas concentraciones: Skeletonema sp. 5-

10 μm, que fue la forma más abundante (>107 células L-1) y Leptocylindrus

minimus (~5·106 células L-1). Cabe destacar la presencia de la rafidofícea

potencialmente tóxica Heterosigma akashiwo, con algo más de un millón de

células por litro.

Posteriormente, en el muestreo ordinario de verano (11 de julio), las

floraciones de Urgorri complanatus en el interior y de Skeletonema sp. en la

zona media habían retrocedido (especialmente la segunda), mientras que

otras como Isochrysis sp. o Leptocylindrus minimus progresaban. Además,

Heterosigma akashiwo casi había desaparecido.



Se contabilizaron también otros grupos taxonómicos en 2016, que

estuvieron durante las cuatro campañas en abundancias siempre más bajas

que los anteriormente citados, inferiores a 106 células L-1. Entre ellos pueden

citarse: clorofitas ulvofíceas, de manera muy ocasional (Figura 6.9);

euglenofitas, más frecuentes en verano (Figura 6.10); y familias del phylum

ochrophyta, que salvo las dictiocofíceas fueron muy poco frecuentes (Figuras

6.13, 6.14 y 6.15).

En el caso de los flagelados heterótrofos, la Figura 6.17 hace referencia

únicamente a la suma de las abundancias de cuatro especies: los

nanoplanctónicos Katablepharis remigera, Leucocryptos sp. y Telonema sp.,

junto con Ebria tripartita, que mide más de 20 µm y fue observada muy

esporádicamente y en muy baja concentración. La abundancia de este grupo

varió entre 102 y 105 células L-1, siendo más conspicuo en otoño.

En cuanto a las cianofíceas filamentosas, que suelen ser muy poco

abundantes en el estuario, se contabilizaron únicamente en invierno y

primavera y no alcanzaron 10 000 células L-1 (Figura 6.18). Éstas

posiblemente procedieran de los ríos.

Tampoco fue abundante el ciliado autótrofo (kleptoplastidial)

Mesodinium rubrum. Esta especie se encontró frecuentemente en la zona

exterior, llegando en verano hasta la zona de Axpe (RESN04). Su mayor

densidad se registró en julio, en el Abra exterior, con unas 28 000 células L-1

(datos no mostrados).

En la Figura 6.18, junto con la abundancia total del fitoplancton, se

muestra la contribución relativa (%) de los principales grupos taxonómicos a

lo largo del estuario. Esta gráfica permite observar que la distribución espacial

de los picos de abundancia depende de la campaña, ya que no hubo un

patrón constante a lo largo del año.

En cuanto a la contribución relativa, en 2016 no se observaron

dominancias exclusivas de un único grupo taxonómico a lo largo de todo el

estuario, salvo en abril cuando las diatomeas constituyeron más del 50% en

todas las muestras (Figura 6.18). Hay que señalar, sin embargo, que en la

campaña de primavera las microalgas dominantes fueron diatomeas

pennadas bentónicas que posiblemente fueron aportadas por los ríos (véase

apartado siguiente).



0

10

20

30

40

50

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Mill

ones

0

1

2

3

4

5

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Mill

ones

Nanoflag. Heterótrof. Formas sin id. ≤10 µm

Euglenofitas Cyanobacteria (filamentos)

Otros (OCHROPHYTA) Dictiocofíceas (OCHROPHYTA)

Primnesiofíceas (HAPTOPHYTA) Criptofitas

Ulvofíceas Prasinofíceas

Clorofíceas y verdes sin id. Dinoflagelados

Diatomeas TOTAL

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Mill

ones

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Mill

ones

MARZO ABRIL

JULIO OCTUBRE

Figura 6.18. Porcentaje de cada grupo respecto al total y densidad total de

fitoplancton (en millones de células L-1) a lo largo del estuario en 2016. Nótese la

diferencia de escalas para los valores de densidad.

Con el fin de ilustrar la diversidad en la morfología de las especies

fitoplanctónicas, en las Figuras 6.19 a 6.22 se muestran unas imágenes al

microscopio de los principales taxones identificados en los estudios de

seguimiento del estuario del Nervión-Ibaizabal. Se incluyen las especies más

representativas observadas desde 2002, aunque no todas han sido

encontradas en todas las campañas.



Figura 6.19. Principales especies de diatomeas observadas en estos estudios de

seguimiento: a. Asterionellopsis glacialis, b. Chaetoceros decipiens, c. C. curvisetus,

d. Eucampia zodiacus, e. Lauderia annulata, f. Rhizosolenia delicatula, g.

Thalassiosira rotula, h. Detonula pumila, i. Ditylum brightwellii, j. Skeletonema

costatum, k. Pseudo-nitzschia seriata, l. Thalassiosira weissflogii, m. Cyclotella

meneghiniana, n. Navicula radiosa, ñ. Biddulphia mobiliensis, o. Thalassionema

nitzschioides, p. Coscinodiscus pavillardii.



Figura 6.20. Principales especies de dinoflagelados observadas en estos estudios de

seguimiento: a. Ceratium macroceros, b. C. tripos, c. C. lineatum, d. Heterocapsa

minima, e. H. rotandatum, f. Dinophysis acuminata, g. D. acuta, h. D. fortii, i. D.

caudata, j. Phalacroma mitra, k. Prorocentrum micans. l. P. minimum, m. Oxyrrhis

marina, n. Gyrodinium estuariale, ñ. Protoperidinium oblongum, o. P. diabolum, p.

P. conicum, q. Noctiluca scintillans.



Figura 6.21. Principales especies de clorofitas y criptofitas observadas en estos

estudios de seguimiento: a. Pediastrum boryanum, b. P. duplex, c. P. clathratum, d.

P. biradiatum, e. Scenedesmus acutus, f. S. quadricauda, g. Closterium moniliferum,

h. Chlamydomonas sp., i. Staurastrum sebaldii, j. Nephroselmis minuta, k. Mamiella

gilva, l. Pyramimonas grossii, m. Phacus pleuronectes, n. Eutreptiella cornubiense,

ñ. Tetraselmis gracilis, o. Rhodomonas baltica, p. Criptomonas profunda, q.

Teleaulax acuta, r. Hemiselmis virescens.



Figura 6.22. Principales especies de haptofitas, rafidofitas y cianofitas observadas

en estos estudios de seguimiento: a. Chrysochromulina sp., b. Emiliania huxleyi, c.

Imantonia rotunda, d. Isochrysis galbana, e. Pavlova gyrans, f. Dictyocha speculum,

g. Mallomonas sp., h. Apedinella spinifera, i. Heterosigma akashiwo, j. Spirulina sp.,

k. Oscillatoria sp., l. Oscillatoria sp., m. Phormidium autumnale, n. Nodularia sp., ñ.

Pseudoanabaena catenata, o. Synechocystis sp., p. Merismopedia glauca.



6.3.3. Composición y abundancia del fitoplancton en los

tributarios

En las campañas de primavera y verano también se estudió el

fitoplancton en los tramos bajos de los principales tributarios del estuario: los

ríos Ibaizabal, Nerbioi y Kadagua. En la Figura 6.23 se muestran los

resultados obtenidos.

ABRIL JULIO

0

10

20

30

40

50

60

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Ibaizabal Nerbioi Kadagua

Mill

ones

Cyanobacteria (filamentos) Formas sin id. ≤10 µm

Euglenofitas Synurofíceas (OCHROPHYTA)

Criptofitas Algas verdes sin id.

Clorofíceas Dinoflagelados

Diatomeas TOTAL

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Ibaizabal Nerbioi Kadagua

Mill

ones

Figura 6.23. Porcentaje de cada grupo respecto al total y densidad total de

fitoplancton (en millones de células L-1) en los tramos bajos de los ríos Nerbioi,

Ibaizabal y Kadagua, en las campañas de primavera y verano de 2016.

En primavera (11 de abril) la abundancia mostró el valor más alto en el

Kadagua, con aproximadamente un millón de células por litro. La abundancia

fue mucho menor en el Ibaizabal, y mínima en el Nerbioi. En dicha campaña, el

grupo dominante en los tres ríos fueron las diatomeas, y entre éstas las

pennadas bentónicas.

Por tanto, se aprecia mucha similitud con lo que se ha descrito para la

campaña de primavera en el estuario. Ello, como ya se ha visto en años

anteriores, pone de manifiesto la influencia de los tributarios, que pueden

contribuir a la composición de las muestras que se recogen aguas abajo.



En el caso de la campaña realizada en abril de 2016, la salinidad medida

en las aguas superficiales del estuario indicó que el aporte de agua dulce

procedente de estos ríos habría sido moderado-alto unas semanas antes

(véase capítulo anterior, Figura 5.5). Además, en las muestras observadas al

microscopio para la identificación del fitoplancton se percibía un alto contenido

en partículas minerales. Por tanto, posiblemente, en el río se habrían puesto en

suspensión partículas del sedimento y diatomeas bentónicas, que habrían sido

arrastradas a lo largo del estuario.

Habría que señalar que, debido a los trabajos en el cauce del río

Ibaizabal, su agua contenía mucho sedimento, tanto en la muestra de

primavera como en la de verano.

En verano (11 de julio) el Nerbioi destacó por una abundancia muy

elevada (casi 60 millones de células por litro), prácticamente debida a la

diatomea Conticribra weissflogii, que recurrentemente da lugar a floraciones

estivales en este río. La diatomea también se observó en la misma fecha en la

estación RESN08, pero en mucha menor abundancia (~600∙103 células L-1).

Cabe mencionar que en el año 2014 se observó otra floración de Conticribra

weissflogii en junio en el Nerbioi, que afectó, aunque menos intensamente, a la

cabecera del estuario. Asimismo, en junio de 2015 su abundancia fue muy

elevada en el río, pero en el muestreo efectuado cinco días más tarde en el

estuario se observó en baja abundancia.

Durante la campaña de verano de 2016, la clorofícea Scenedesmus sp.

fue la especie con mayor abundancia en el Ibaizabal y en el Kadagua, y

mostró su máximo en el Nerbioi (1,3∙106 células L-1). La misma densidad se

observó en la misma fecha en la estación de la cabecera del estuario,

RESN08. Esta especie también es recurrente en los tres tributarios y en la

zona superior del estuario. Por ejemplo, en verano de 2015 en el tramo bajo

del Nerbioi presentó aproximadamente 900∙103 células L-1 y en la cabecera

del estuario, unas 400∙103 células L-1.

Por último, hay que citar a una criptofita heterótrofa, Goniomonas sp.,

que fue la especie de segundo orden en la muestra de verano del río Nerbioi

(2,9∙106 células L-1), y que se detectó también en la zona superior del

estuario durante la misma fecha. Sin embargo, en este último estuvo en muy

baja abundancia (del orden de 104 células L-1).



Por tanto, en relación a las floraciones observadas en verano de 2016 en

el estuario, aunque algunas especies eran de origen fluvial (Scenedesmus

sp.), otras que se observaron en alta abundancia (Leptocylindrus minimus,

Isochrysis sp. y Urgorri complanatus) se detectaron únicamente en el

estuario. Sin embargo, en años previos se ha podido constatar que las

floraciones que se originan en los ríos pueden afectar también al estuario

(i.e., diatomeas como Conticribra weissflogii).

6.3.4. Evolución en los últimos años

Con el objeto de detectar posibles cambios a largo plazo en la

abundancia del fitoplancton, en la Figura 6.24 se presenta la variabilidad

interanual en cada estación de muestreo. Cada punto representa una

campaña; se han diferenciado con símbolos distintos dos épocas del año: la

de crecimiento bajo o moderado (entre noviembre y abril) y la de máximo

crecimiento (entre mayo y octubre).

En la Figura 6.24 se observa claramente cómo la abundancia

fitoplanctónica es generalmente más baja en marzo, abril y diciembre

(cruces) respecto al periodo que abarca desde mayo hasta octubre (círculos).

Como ya se ha señalado en el apartado 6.3.2, y como también queda de

manifiesto aquí, la abundancia del fitoplancton en el estuario está

fuertemente influida por la estacionalidad (que integra variables de

importancia para las comunidades fitoplanctónicas, como son la temperatura,

el tiempo de residencia del agua y la luz).

Aunque se disponga de más de 10 años de datos, no se pueden extraer

fácilmente conclusiones sobre tendencias temporales debido a que los

muestreos no se han realizado de forma sistemática durante los mismos

meses del año. Por ejemplo, no puede efectuarse una regresión simple de la

abundancia frente al tiempo. Para un estudio exhaustivo de la evolución

temporal del fitoplancton sería necesario utilizar métodos matemáticos

capaces de filtrar la variabilidad estacional. De manera más sencilla, se puede

recomendar un análisis de tendencias para diferentes periodos por separado

(mayo-octubre, verano, finales de otoño-comienzos de primavera, etc.).



En todo caso, no se intuye una tendencia de aumento en la abundancia

celular a la vista de la Figura 6.24, ya que los valores más elevados en este

seguimiento (>108 células L-1) se midieron en los años 2003 y 2006. Dichas

floraciones afectaron al tramo medio del estuario, el comprendido entre las

estaciones RESN03 (Puente de Bizkaia) y RESN06 (Zorroza), en los meses de

junio, julio y agosto.

1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

Ab

un

da

nc

ia (c

éls

/l)

Est. 2- Abra interior

1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

Ab

un

da

nc

ia (c

éls

/l)

Est. 4- Axpe

1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

Ab

un

da

nc

ia (c

éls

/l)

Est. 6- Zorroza

1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

Ab

un

da

nc

ia (c

éls

/l)

Est. 8- Arriaga

1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

Est. 1- Abra exterior

1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

Est. 3- Puente Bizkaia

1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

Est. 5- Rontegi

1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

2013

2014

2015

2016

Est. 7- Deusto

Figura 6.24. Variabilidad interanual de la abundancia fitoplanctónica total. Se

muestran los resultados para cada año de muestreo. Los círculos representan los

datos de la época de máximo crecimiento (entre mayo y octubre) y las cruces

corresponden a marzo, abril y diciembre. Los valores están en escala logarítmica.



Hay que señalar que, para la evaluación de la calidad del fitoplancton se

utilizan métricas que miden la frecuencia de blooms. La ocurrencia de un

bloom se determina utilizando valores umbral de concentración celular, que

suelen ser del orden de 105-106 células L-1. Como puede verse, la frecuencia

con que se superan estos umbrales es más alta en el periodo de mayo a

octubre, que en los meses comprendidos entre finales de otoño y comienzos

de primavera.

Esto implica que la interpretación de los índices de calidad basados en el

fitoplancton debe realizarse con cautela ya que, dependiendo de la estrategia

temporal de muestreo, los resultados pueden variar. Por ejemplo, entre los

años 2010 y 2012 los muestreos se intensificaron durante la época de mayor

crecimiento (Figura 6.24), lo que podría dar lugar a valores más altos de

porcentaje de blooms, pero dicho aumento no debería interpretarse

directamente como señal de empeoramiento de la calidad ecológica.

El fitoplancton es uno de los elementos biológicos considerados por la

Directiva Marco del Agua para la evaluación del estado ecológico de las masas

de agua de transición y costeras. Se trata, por lo tanto, de un elemento

relevante para estas evaluaciones. En el capítulo 11 se presentarán los

resultados de la calificación del estado ecológico del estuario del Nervión

basado en los datos de fitoplancton, así como algunas consideraciones

relativas a los métodos empleados.

6.3.5. Especies potencialmente perjudiciales

La presencia de especies potencialmente tóxicas o perjudiciales, así

como los crecimientos masivos son parámetros importantes a tener en cuenta

dentro de los seguimientos del fitoplancton (MASÓ & GARCÉS, 2006;

ANDERSON, 2009).

Entre las microalgas, los dinoflagelados son el grupo que presenta un

mayor número de especies tóxicas conocidas. Algunos dinoflagelados

producen potentes endotoxinas que pueden pasar por la cadena alimenticia y

llegar a las personas a través del consumo de marisco o pescado

contaminado. En función de los efectos que producen se pueden distinguir

diferentes intoxicaciones (Tabla 6.2).



Tabla 6.2. Síndromes clínicos que se observan en humanos al verse expuestos a las

diferentes toxinas de los dinoflagelados. Tomado de VAN DOLAH (2000).

Síndrome Vector Toxinas Síntomas

Paralytic Shellfish

Poisoning (PSP)

Marisco Saxitoxinas Disfunciones en el sistema

nervioso central, parálisis

muscular y respiratoria.

Diarrheic Shellfish

Poisoning (DSP)

Marisco Ácido okadaico Afecciones gastrointestinales,

nauseas, puede producir tumores

en el aparato digestivo.

Ciguatera Fish

Poisoning (CFP)

Pescado Ciguatoxinas Síntomas neurológicos, pérdida de

equilibrio, puede ser letal.

Neurotoxic Shellfish

Poisoning (NSP)

Marisco Brevetoxinas Pérdida del control motor, puede

ser letal.

Síndrome del estuario Agua,

aire.

Desconocidas Pérdida de memoria,

desorientación.

Además, los dinoflagelados pueden tener efectos deletéreos sobre la

fauna y/o flora cuando se encuentran en concentraciones elevadas en el

agua, lo que se conoce comúnmente como mareas rojas (Tabla 6.3).

Sin embargo, no todas las especies que producen coloraciones del agua

implican necesariamente un efecto tóxico o perjudicial (como es el caso de los

dinoflagelados Peridinium foliaceum y Peridinium quinquecorne). Por el

contrario, algunas especies planctónicas encontrándose en concentraciones

muy bajas en el agua pueden resultar peligrosas para la salud humana, en

caso de consumo de pescado o marisco contaminado por sus toxinas. Por

ejemplo, en Escocia los umbrales de alerta para zonas de producción de

moluscos son 100 células L-1 en el caso de Dinophysis sp. y de Prorocentrum

lima, y “presencia” cuando se trata de Alexandrium sp. (SWAN & DAVIDSON,

2012). En el caso de bivalvos que se destinan al consumo humano, como

ostras y mejillones, hay que tener en cuenta que se trata de organismos que

se alimentan por filtración, lo que conlleva la acumulación progresiva de

toxinas en sus tejidos.



Tabla 6.3. Algunas especies de dinoflagelados marinos que en la actualidad son

reconocidas como tóxicas o causantes de otros efectos perjudiciales. DSP: Síndrome

diarreico; NSP: Síndrome neurotóxico; PSP: Síndrome paralizante. Fuente: UNESCO

Taxonomic Reference List of Harmful Micro Algae.

Dinoflagelados perjudiciales Distribución Efecto

Alexandrium spp. (PSP), Gymnodinium

catenatum (PSP),

Cosmopolita, aguas

costeras, estuarios.

Ciertas especies pueden producir PSP,

afectan también a la fauna marina.

Amphidinium carterae, A. operculatum Cosmopolita, aguas

costeras.

Compuestos hemolíticos y antifúngicos.

Ictiotóxicas, efectos en invertebrados.

Tripos fusus, T. tripos, T. furca

(sinónimos: Ceratium fusus, C. tripos, C.

furca).

Cosmopolita, aguas

costeras y salobres.

Mareas rojas y fenómenos de anoxia

que afectan a diversos organismos

marinos.

Cochlodinium polykrikoides

Cosmopolita, aguas

templadas y

tropicales.

Mortandades masivas de peces.

Dinophysis spp. (DSP); Phalacroma

mitra (DSP), P. rotundatum (DSP)

(sinónimos: Dinophysis mitra, D.

rotundata)

Cosmopolita, zonas

templadas y frías,

aguas costeras y

salobres.

Producen DSP a concentraciones bajas,

de 102-103 células l-1. Dinophysis

caudata puede formar mareas rojas.

Gambierdiscus spp. Bentónica. Tropical Ciguatera, una intoxicación por consumo

de pescado.

Gonyaulax spinifera, Lingulodinium

polyedra, Protoceratium reticulatum Cosmopolita

Producen yessotoxinas (YTX) que

pueden causar intoxicación por consumo

de marisco. Asociados a mortandades de

fauna marina (anoxia).

Heterocapsa circularisquama Japón, aguas

costeras

Forma mareas rojas que producen

mortandades de peces y bivalvos por la

actividad hemolítica de su toxina.

Karenia brevis (NSP), K. brevisulcata,

K. papilionacea, K. mikimotoi

Cosmopolita, zonas

templadas (Irlanda,

Galicia, Portugal) y

subtropicales (Golfo

de Mexico)

Brevetoxinas (compuestos

neurotóxicos). Mortandades de fauna

marina. K. brevisulcata produce

aerosoles tóxicos (perjudicial en aguas

de baño).

Karlodinium spp., K. veneficum Cosmopolita, aguas

costeras, estuarios

Algunas especies resultan tóxicas para

peces y bivalvos.

Noctiluca scintillans

Tropical,

subtropical y

templada

Forma mareas rojas, pudiendo resultar

mortal para los peces al acumular

grandes cantidades de amonio.

Pfiesteria piscicida Costa Este de EEUU Ictiotóxica, epizooica. También produce

el síndrome del estuario en humanos.

Prorocentrum lima (DSP), Prorocentrum

spp.

Aguas costeras,

estuarios

La especie bento-planctónica P. lima

puede producir DSP; otras (p.ej., P.

minimum) relacionadas con efectos

deletéreos en fauna marina.

Protoperidinium crassipes (vector, no

productor), Azadinium dexteroporum Cosmopolita

Azaspirácidos (biotoxinas lipofílicas

asociadas a síndromes por consumo de

marisco).



En 2016 en el estuario del Nervión-Ibaizabal aparecieron especies de

dinoflagelados que son potencialmente tóxicas, como es lo esperado en los

medios marinos costeros. Las que pueden producir los síndromes de

intoxicación por consumo de marisco más habituales se encontraron en la

masa de agua exterior y en la zona inferior del canal de la ría, con una

distribución ligada normalmente a las estaciones RESN01 y RESN02, y

llegando en ocasiones hasta la RESN05. La mayoría aparecieron en verano,

aunque algunas estuvieron presentes en primavera.

Así, en primavera y verano se observaron dinoflagelados potenciales

productores de toxinas paralizantes, entre los que se identificaron

Alexandrium sp., A. ostenfeldii y A. tamarense complex. Este último complejo

contiene cinco especies crípticas, tres de las cuales son tóxicas (A. fundyense,

A. pacificum y A. australiense). En el caso del golfo de Vizcaya, junto con

alguna de las mencionadas especies tóxicas, podría estar presente la no

tóxica A. tamarense. En las campañas de 2016 el complejo se observó de

manera aislada sólo en una muestra (200 células L-1), y los otros dos taxa en

otra (con una abundancia total de 40 células L-1).

En el caso de los dinoflagelados con potencial para producir toxinas

lipofílicas diarreicas, en primavera se detectó Dinophysis acuminata, y en

verano, Dinophysis fortii y Phalacroma rotundatum. En conjunto, su

abundancia máxima fue 100 células L-1.

También se observaron dinoflagelados con capacidad potencial para

producir yesotoxinas, unas toxinas lipofílicas que pueden afectar al músculo

cardiaco. De estos, Gonyaulax spinifera apareció en primavera y verano, con

una abundancia máxima de 400 células L-1, mientras que Lingulodinium

polyedra lo hizo sólo en verano (abundancia máxima 700 células L-1).

Los dinoflagelados muestran una clara preferencia por las altas

temperaturas, las elevadas concentraciones de compuestos nitrogenados y,

sobre todo, la estabilidad de la columna de agua. Por ello, suelen proliferar en

ecosistemas costeros y salobres durante los meses más cálidos, en

condiciones de disponibilidad de nutrientes y estratificación de la columna de

agua. Esto hace que la zona exterior del estuario del Nervión sea un hábitat

adecuado para los dinoflagelados, los cuales, gracias a la producción de

quistes pueden permanecer de manera recurrente en las aguas del estuario.



En cuanto a las diatomeas, hasta la fecha las únicas conocidas con

capacidad para producir biotoxinas pertenecen al género Pseudo-nitzschia. El

carácter tóxico de varias especies de este género se debe a que pueden

sintetizar ácido domoico, una potente neurotoxina que puede bioacumularse

en organismos planctófagos, como bivalvos, crustáceos o peces. Este hecho

conlleva un grave riesgo para los niveles superiores, ya que se puede

transmitir fácilmente a las aves y mamíferos marinos. En el caso de los

humanos, el consumo de marisco contaminado provoca la intoxicación

denominada Amnesic Shellfish Poisoning (ASP). En su fase más leve, los

síntomas incluyen diversos trastornos gastrointestinales, mientras que en

casos extremos se producen importantes disfunciones neurológicas (pérdida

de memoria, alucinaciones, desorientación).

Dentro de este género, en la literatura científica se citan diferentes

umbrales de alerta, según la especie, asociados a riesgo de toxicidad. Así,

TRAINER & SUDDLESON (2005) indican 30 000 células·L-1 para Pseudo-

nitzschia australis/heimii/fraudulenta, 100 000 células·L-1 para P.

multiseries/pungens y 1,000.0000 células·L-1 para P. pseudodelicatissima. En

zonas de producción escocesas se utiliza un umbral de alerta de 50 000

células·L-1 para Pseudo-nitzschia spp. (SWAN & DAVIDSON, 2012).

En 2016 en las aguas de superficie del estuario se identificaron Pseudo-

nitzschia galaxiae y P. multistriata, así como otras del mismo género que no

fue posible identificar a nivel de especie. En conjunto, Pseudo-nitzschia

alcanzó un máximo cercano a 30 000 células·L-1 en el Abra interior, durante la

campaña de otoño. Estos valores estuvieron dentro del rango normalmente

encontrado para este género en las aguas costeras del Cantábrico Oriental

(véase, por ejemplo, SEOANE et al., 2012; BORJA et al., 2013).

En relación con posibles efectos perjudiciales sobre los ecosistemas,

algunas diatomeas producen mucílagos que pueden dar lugar a fenómenos de

anoxia (los géneros Thalassiosira, Coscinodiscus, Chaetoceros y

Rhizosolenia). Otras especies de fitoplancton pueden ocasionar daños en los

epitelios branquiales, entre ellas las diatomeas Chaetoceros socialis y

Leptocylindrus minimus, así como otra familia dentro del phylum ochrophyta,

las dictiocofíceas (por ejemplo, Dictyocha spp.). Cualquiera de estos taxones

que aparezca regularmente en densidades muy elevadas, del orden de 105-

106 células·l-1, puede ser considerado como perjudicial.



Entre las diatomeas que pueden afectar a los epitelios branquiales, en

2016 cabe destacar Leptocylindrus minimus, que al igual que en el año

anterior, alcanzó una alta abundancia en verano en la zona media del estuario

(algo más de nueve millones de células por litro). Por su parte, Chaetoceros

socialis se observó en la campaña de otoño, con abundancias del orden de

105 células·l-1 en la masa de agua exterior. Entre las dictiocofíceas, el máximo

lo mostró Apedinella spinifera en verano (~105 células·l-1).

En 2016, el resto de especies de Chaetoceros mostraron abundancias

bajas, y tampoco se registraron blooms de Coscinodiscus, Rhizosolenia y

Thalassiosira.

Por otra parte, en julio de 2016 tuvo lugar una floración de la diatomea

Conticribra weisflogii en el río Nerbioi (~60 millones de células por litro). Hay

que señalar que en algunos años se observó mortandad de peces en el río

coincidiendo con acumulaciones masivas de esta diatomea. En los otros dos

tributarios estudiados, Ibaizabal y Kadagua, no se observaron floraciones

potencialmente perjudiciales.

También cabe destacar en verano (a finales de junio, pocos días antes

de la campaña regular) a la rafidofícea Heterosigma akashiwo, que se asocia

en la bibliografía a mortandad de peces. Este taxón se encontró en un

muestreo extra, que se realizó debido al color que presentaba el agua en la

zona media-superior del estuario. Su abundancia fue de más de un millón de

células por litro.

En el muestreo extra, en la estación RESN08 se observaron densidades

muy elevadas de Urgorri complanatus (>50∙106 células L-1). Por tanto, esta

criptofita fue posiblemente la que causó la coloración del agua a finales de

junio en la cabecera del estuario. Hacia la zona media, otros flagelados, junto

con diatomeas como Skeletonema sp. y Leptocylindrus minimus habrían sido

las causantes.

Posteriormente, en el muestreo ordinario de verano (11 de julio) se

observó de nuevo una situación de escasa transparencia del agua (disco de

Secchi) en gran parte del estuario, que estuvo causada por floraciones de

varias especies pertenecientes a grupos taxonómicos distintos (diatomeas,

dinoflagelados, clorofitas, criptofitas y haptofitas).




- En cuanto a la abundancia fitoplanctónica en el estuario del Nervión, el

seguimiento llevado a cabo desde 2002 permite distinguir dos periodos: el

que va de finales de otoño a comienzos de primavera, y el que comprende

aproximadamente desde mayo hasta octubre. El primer periodo presenta

condiciones medias de bajas temperaturas y altas precipitaciones, lo que

causa que la abundancia fitoplanctónica total esté generalmente por debajo

de 106 células L-1. Sin embargo, entre mayo y octubre es frecuente superar

dicho valor, al ser las condiciones meteorológicas e hidrográficas más

propicias para la producción primaria y para la retención del fitoplancton en

las aguas del estuario en dicha época.

- El seguimiento a largo plazo también permite diferenciar para distintas

zonas del estuario el ciclo estacional de los picos de mayor intensidad

(cercanos a 108 células L-1). Así, en la cabecera (estaciones RESN06, RESN07

y RESN08) los máximos históricos se han observado en verano (julio-agosto),

claramente asociados a los meses de estiaje y a altas temperaturas. En

cambio, en la zona exterior (estaciones RESN01 y RESN02) y media

(estaciones RESN03, RESN04 y RESN05) se han observado picos de

abundancia similar también en mayo-junio.

- En 2016, de las cuatro campañas estacionales realizadas en el estuario se

detectaron floraciones fitoplanctónicas en una de ellas: la del 11 de julio.

Estas afectaron a las ocho estaciones de muestreo. Además, se realizó un

muestreo extra en la zona media-superior del estuario el 29 de junio, debido

a un aviso de intensa coloración del agua.

- Las floraciones estivales presentaron una composición muy variada,

encontrándose diferentes taxones con abundancias cercanas o superiores al

millón de células por litro. Como suele ser habitual, destacaron las diatomeas

de tamaño pequeño y los pequeños flagelados (principalmente, criptofitas y

haptofitas primnesiofíceas).

- El máximo de densidad celular total se registró el 11 de julio en la zona

media del estuario, estación RESN05 (Rontegi), con unos 40 millones de

células por litro. El 29 de junio se habían observado en RESN08 (Arriaga) más

de 50 millones de la criptofita Urgorri complanatus, especie que causó la

coloración del agua en la zona superior del estuario.



- Como es habitual en los medios costeros, se detectaron especies que

potencialmente presentan capacidad de producir toxinas y que se asocian en

a síndromes por consumo de marisco. Así, se pueden citar diatomeas del

género Pseudo-nitzschia, y dinoflagelados de los géneros Alexandrium,

Dinophysis, Phalacroma, Gonyaulax y Lingulodinium. Su frecuencia fue mayor

en la masa de agua exterior, y durante las campañas de primavera y verano.

En el caso de los dinoflagelados las concentraciones no superaron 1000

células L-1. Por su parte, las diatomeas potencialmente tóxicas se

mantuvieron por debajo de 50 000 células·L-1. Dichas concentraciones son

normales en el medio marino costero del País Vasco.

- Entre los eventos que pudieran ser nocivos por un exceso de producción de

biomasa, la elevada abundancia celular de fitoplancton que ocurrió en verano

(al menos entre finales de junio y mediados de julio) posiblemente fue la

causa del importante descenso de la transparencia del agua en el estuario, así

como de cierto descenso del oxígeno. En todo caso, la saturación de oxígeno

normalmente no cayó por debajo del 60%, y nunca se encontraron valores

inferiores o cercanos a 20%, ni en las aguas de fondo ni en las de superficie.

- En el río Nerbioi se observó la habitual floración estival de diatomeas

(Conticribra weissflogii), con una densidad cercana a 60 millones de células

por litro. Sin embargo, en el muestreo efectuado en el estuario durante la

misma fecha, su concentración fue baja. Esta especie es de importancia

porque se ha encontrado en algún año asociada a mortandad de peces, y

puede alcanzar también la zona superior del estuario.

- Como especie que puede causar daños en los epitelios branquiales, cabe

destacar la floración estival de la diatomea Leptocylindrus minimus en la zona

media del estuario. También, abundancias del orden de 106 células litro de la

rafidofícea ictiotóxica Heterosigma akashiwo detectadas en el muestreo extra

del 29 de junio.

7. Sedimentos 143


7. SEDIMENTOS


muestras

Durante los días 27 de septiembre y 4 de octubre de 2016 se realizó una

campaña de muestreo. En ella se tomaron muestras de sedimento en ocho

estaciones: de más exterior a más interior: SED0101, SED_BENEDICTA,

SED_AXPE, SED004R, SED_GALINDO, SED_PORTU, SED006R y SED08BR. La

localización geográfica de las mismas se presenta en la Figura 7.1.

N

río Nervi

río Kadagua

río Asúa

río Galindo

Santurtzi

Getxo

0 1 2 3 4 5 km

Escala

0 1 2 3 4 5 0 1 2 3 4 5 km

Escala

Abra exterior

Abra

interior

101

NN

Bilbao

río Nervión

río Kadagua

río Asúa

río Galindo

Santurtzi

Getxo

0 1 2 3 4 5 0 1 2 3 4 5 km

Escala

0 1 2 3 4 5 km

Escala

0 1 2 3 4 5 0 1 2 3 4 5 km

Escala

Abra exterior

Abra

interior

SED0101

ESTACIONES DE MUESTREO

DE SEDIMENTOS Y BENTOS

EN 2016

SED_AXPE

SED_BENEDICTA

SED_GALINDO SED004R

SED_PORTU

SED08BR

SED006R

Figura 7.1. Mapa del estuario del Nervión y situación de las estaciones de

muestreo de sedimentos y bentos en la campaña de 2016.

7. Sedimentos 144


Las estaciones SED_GALINDO, SED_PORTU, SED08BR, SED_AXPE y

SED_BENEDICTA se muestrearon el 4 de octubre mediante el empleo de una

embarcación neumática. Ello se debe a que el barco oceanográfico tiene difícil

acceso a dichas estaciones, bien por encontrarse éstas dentro de dársenas o

en zonas de poco calado. Por esta razón las muestras se tomaron con una

draga oceanográfica “Van Veen” y no con la draga “Day” empleada en el resto

de las estaciones, que es demasiado grande y pesada para ser usada en una

embarcación neumática. El resto de estaciones (SED0101, SED004R y

SED006R) se muestrearon con el barco “Ekocean Explorer”.

En la Tabla 7.1 se presenta las fechas de muestreo, así como las horas y

alturas de bajamar y pleamar. Las Fotografías 7.1, 7.2, 7.3 y 7.4 ilustran

diferentes momentos del muestreo.

Tabla 7.1. Fecha, hora (local) y condiciones mareales durante los muestreos de

sedimento en 2016.

FECHA

BAJAMAR PLEAMAR MUESTREO

hora altura

(m) hora

altura

(m) Inicio Final

27/09/2016 (SED0101,

SED004R y SED006R) 09:07 1,67 15:35 4,04

10:20

(bajamar)

12:30

(media

marea)

04/10/2016

(SED_GALINDO, SED_PORTU,

SED08BR, SED_AXPE y

SED_BENEDICTA)

13:09 1,16 07:01 4,25

10:04

(media

marea)

12:08

(bajamar)

En cada estación se registró la hora y la profundidad. En las muestras

obtenidas se midieron las siguientes variables: potencial redox (in situ), % de

cada fracción granulométrica, % de humedad, % de materia volátil,

concentración de nitrógeno orgánico total, DQO, contenido en cobre, zinc,

cadmio, mercurio, plomo, arsénico, cromo, selenio, manganeso, hierro y

níquel. El análisis de los metales pesados se efectuó en la fracción inferior a

63 μm. Todas las determinaciones analíticas, excepto la granulometría, las

realizó el CABB. La granulometría fue llevada a cabo por AZTI mediante

tamizado (9 fracciones).

7. Sedimentos 145


Fotografías 7.1 y 7.2. Dragas empleadas para el muestreo de sedimentos y

bentos en el estuario del Nervión. En la imagen superior se observa la draga

oceanográfica tipo “Day” y en la inferior, la draga oceanográfica tipo “Van Veen”.

7. Sedimentos 146


Fotografía 7.3. Muestreo del 27 de septiembre de 2016.

Fotografía 7.4. Muestreo del 4 de octubre de 2016.

7. Sedimentos 147


)FC* ... FC*FC*FC( = Icc1/n

n321

B

C = FC

n

n

7.2. Cálculos de los niveles de contaminación

Con el objeto de cuantificar el grado de contaminación por metales

pesados en los sedimentos de los tres estuarios, se ha utilizado el indicador

conocido como Índice de Carga Contaminante (Icc). El Icc ha sido definido

por el Irish Estuarine Research Group (TOMLINSON et al., 1980),

calculándose como la media geométrica de los factores de contaminación (FC)

de los metales en el sedimento,

siendo el factor de contaminación la razón entre el nivel de metal en el

sedimento (Cn) y el valor de fondo (Bn):

El valor de fondo es la concentración de una sustancia en sedimentos no

contaminados y es aconsejable utilizar valores de fondo locales al existir

importantes diferencias mineralógicas entre diferentes regiones.

Hasta el año 1996 en este trabajo se empleaban los niveles de fondo

obtenidos en la costa de Gipuzkoa por SOLA et al. (1990), correspondientes a

sedimentos recientes procedentes de lugares apenas contaminados. Habida

cuenta de la gran cantidad de datos que AZTI dispone sobre el contenido de

metales en sedimentos de la costa vasca, se han calculado nuevos valores de

fondo. Para ello, se emplearon datos procedentes de estudios que AZTI ha

realizado en la costa y estuarios del País Vasco para diversas instituciones,

como el CABB, el Gobierno Vasco y la Diputación Foral de Gipuzkoa.

Para el cálculo de los niveles de fondo regionales se ha empleado una

metodología llamada análisis modal, consistente en la “descomposición” de la

distribución polimodal de los valores obtenidos en diversas componentes. De

esta manera se puede determinar la distribución modal correspondiente a los

valores naturales del metal en cuestión y calcular un valor que se puede

considerar como el valor de fondo de dicho metal (RODRÍGUEZ et al., 2006).

En la Tabla 7.2 se presentan las concentraciones de fondo calculadas.

7. Sedimentos 148


Tabla 7.2. Concentraciones de fondo de diversos metales en sedimentos de la costa

vasca, calculadas por AZTI (RODRÍGUEZ et al., 2006).

METAL CONCENTRACION (mg·kg-1)

Hierro (Fe)

Plomo (Pb)

Níquel (Ni)

Cobre (Cu)

Cadmio (Cd)

Cromo (Cr)

Manganeso (Mn)

Zinc (Zn)

Mercurio (Hg)

Arsénico (As)

31 784

31

29

33

0,24

26

240

147

0,13

12

Este índice no sólo permite calcular la intensidad de la contaminación en

un punto, sino que a partir de él podemos calcular el índice correspondiente a

un estuario, como la raíz enésima del producto de los índices puntuales. En la

Tabla 7.3 se presentan los valores del Icc que definen las escalas de

contaminación.

Tabla 7.3. Escala de grados de contaminación (adaptado de MÜLLER, 1979). FC:

factor de contaminación; Icc: Índice de Carga Contaminante.

CLASE FC o Icc ESCALA CONTAMINACION

6

5

4

3

2

1

0

48 < FC

24 < FC < 48

12 < FC < 24

6 < FC < 12

3 < FC < 6

1 < FC < 3

FC < 1

Contaminación extrema

Contaminación fuerte

Contaminación fuerte

Contaminación media

Contaminación media

Contaminación ligera

No contaminado

7. Sedimentos 149


7.3. Resultados

7.3.1. Resultados de sedimentos en la campaña de 2016

En la Figura 7.2 se presenta la granulometría del sedimento en las

diferentes estaciones del estuario del Nervión, en la campaña del año 2016.

Se han agrupado las fracciones de acuerdo a la clasificación más habitual:

gravas (> 2 mm), arenas (0,063-2 mm) y limos-arcillas (< 0,063 mm).

La fracción gravas es la de menor presencia en todas las estaciones, con

un máximo del 4,63% en la estación SED_PORTU. La fracción limo-arcillas es

mayoritaria en SED_BENEDICTA, SED_AXPE, SED004R, SED_GALINDO y

SED_PORTU, siendo la fracción arenas superior en el resto, con un máximo

del 64,25% en la estación SED008R.

LIMOS YARCILLAS

GRAVAS ARENAS

0

20

40

60

80

100

ESTACIÓN

Figura 7.2. Composición granulométrica de los sedimentos superficiales en el

estuario del Nervión en el año 2016. Las estaciones están ordenadas de izquierda a

derecha, de la más exterior a la más interior.

7. Sedimentos 150


En la Figura 7.3 se muestran los tipos sedimentarios según la

clasificación de FOLK (1974) con base en los porcentajes de gravas, arenas y

la fracción limo-arcillosa. El sedimento de la estación SED_AXPE y

SED_BENEDICTA se clasifica como limo arenoso; en las estaciones

SED_PORTU, SED_GALINDO, SED0101 y SED004R se clasifica como limo

arenoso levemente gravoso; en la estación SED006R y SED08BR se clasifica

como arena limosa levemente gravosa.

0.01%

5

30%

80%

LIMOS ARENAS

GRAVAS

1:9 1:1 9:1

grava

l imo arena

limo

levemente

gravosolimo arenoso

levemente gravoso

l imo gravoso

grava limosa

grava

limo-

arenosa

grava

arenosa

arena

limo-gravosa

arena

gravosa

arena

levemente

gravosaarena limosa

levemente gravosaSED_AXPE

SED0101

SED004R

l imo arenoso

SED08BR

SED006R

RATIO ARENAS:LIMOS

arena limosa

SED_PORTU

SED_BENEDICTA

SED_GALINDO

Figura 7.3. Tipos sedimentarios en el estuario del Nervión según la clasificación de

FOLK (1974).

En las Fotografías 7.5 a 7.12 se presenta el aspecto de los sedimentos

de las estaciones de estudio, muestreados con la draga Day o con la draga

Van Veen, inmediatamente después a su recogida.

En la Figura 7.4 se presenta la variabilidad entre las estaciones del

potencial redox, demanda química de oxígeno y nitrógeno orgánico total

(NOT) en las estaciones del estuario del Nervión en la campaña de 2016.

7. Sedimentos 151


SED0101

SED006R

SED004RSED_AXPE

SED_BENEDICTA

SED08BR

SED_PORTUSED_GALINDO

Fotografías 7.5 a 7.12. Aspecto de los sedimentos obtenidos en las estaciones

muestreadas en 2016.

7. Sedimentos 152


Con relación al potencial redox, las estaciones SED_GALINDO,

SED_PORTU, SED006R y SED08BR muestran en 2016 valores negativos,

coincidiendo el mínimo con los máximos de NOT y demanda química de

oxígeno (Figura 7.4).

0

20

40

60

80

100

120

140

160

-200

-150

-100

-50

0

50

100

150

DQ

O (g

kg-1

)

Eh (

mV

)

Potencial redox (Eh)

DQO

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

NO

T (m

g kg

-1)

NOT

Figura 7.4. Potencial redox (mV), demanda química de oxígeno (DQO) y nitrógeno

orgánico total (NOT) en el sedimento superficial del estuario del Nervión en 2016.

La demanda química de oxígeno (estimación indirecta del contenido

en materia orgánica) varía entre 51 mg·kg-1 (SED08R) y 140 mg·kg-1

(SED_GALINDO).

En cuanto al nitrógeno orgánico total (NOT), su variabilidad espacial

es relativamente similar a la observada para la demanda química de oxígeno

estando correlacionados de forma significativa (Figura 7.4). El valor máximo

de nitrógeno orgánico se ha observado en la estación SED_GALINDO (3160

mg·kg-1). En la estación SED08BR, se han encontrado los valores más bajos

(1590 mg·kg-1).

7. Sedimentos 153


Las concentraciones de demanda química de oxígeno y nitrógeno

orgánico total no muestran ningún patrón espacial definido, estando su

variabilidad principalmente relacionada con las características sedimentarias.

En cuanto al contenido en metales pesados, en la Figura 7.5 se

presenta la distribución espacial de las concentraciones de metales en los

sedimentos. Como en campañas anteriores, no se aprecia ningún patrón

espacial definido. En la estación SED_PORTU se observan los máximos

valores de concentración de todos los metales, excepto para el As y para el

Ni, cuyos máximos se observan en la estación SED_AXPE y en la SED08BR,

respectivamente.

Por otro lado, en la Tabla 7.4 se muestra el contenido en metales

pesados, así como el valor del factor de contaminación en cada estación y

para cada metal, y el valor del índice de carga contaminante (Icc) en cada

estación. Para el cálculo de los factores de contaminación se han utilizado los

valores de fondo regionales, tal como se detalla en la sección de material y

métodos.

7. Sedimentos 154


0

1

1

2

2

3

3

4

4

5

SED0101SED_BENEDICTASED_AXPE SED004RSED_GALINDOSED_PORTU SED006R SED08BR

mg/kg

Estación

Cd

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200


Estación

Cu

0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

35000

40000

45000

50000


Estación

Fe

0

100

200

300

400

500

600

700


Estación

Zn

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

Estación

As

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100


mg/kg

Estación

Cr

0

1

1

2

2

3

3


Estación

Hg

0

50

100

150

200

250


Estación

Pb

0

50

100

150

200

250

300

350

400


Estación

Mn

0

10

20

30

40

50

60

Estación

Ni

Figura 7.5. Distribución espacial de las concentraciones de metales pesados en el

estuario del Nervión en 2016. La línea azul corresponde al valor medio para cada

metal considerando todas las estaciones de muestreo.


7. Sedimentos 155

Tabla 7.4. Contaminación por metales pesados en los sedimentos en el estuario del Nervión en la campaña del año 2016. Se presenta, en

la parte superior, la concentración (en mg·kg-1 PS), en la parte inferior izquierda el valor del factor de contaminación y en la derecha, en

negrita, el nivel de contaminación. Se presenta también (en la última columna), el índice de carga contaminante medio en cada estación y

el nivel de contaminación resultante. En el caso del selenio, al no disponer del valor de concentración de fondo, no se han podido calcular el

factor de contaminación ni el índice de carga contaminante. En los casos en los que la concentración es inferior al límite de detección no se

ha tomado el valor de éste para el cálculo de los factores de contaminación. CE: contaminación extrema; CF: contaminación fuerte; C:

contaminación media; CL: contaminación ligera; NC: no contaminado. Se presentan también, a modo de referencia, los niveles de efectos

de rango bajo o TEL (Threshold Effect Level, por debajo de los cuales los efectos biológicos son raros) y los de rango mediano o PEL

(Probable Effect Level, por encima de los cuales los efectos biológicos son frecuentes), tomados de Menchaca et al. (2012) y los niveles de

efectos de rango bajo o ERL (Effect Range Low, por debajo de los cuales los efectos biológicos son raros) y los de rango mediano o ERM

(Effect Range Median, por encima de los cuales los efectos biológicos son frecuentes), tomados de Long et al. (1995).

CONCENTRACIÓN (mg· kg-1

) ÍNDICE CARGA

FACTOR DE CONTAMINACION ESCALA DE CONTAMINACIÓN CONTAMINANTE

ESTACIÓN Cd Cr Cu Hg Fe Pb Zn Mn As Ni Se ESCALA CONT.

1,61 43,60 65,7 1,00 31400 74 261 290 19,8 30,7 0,82 2,08

6,71 C 1,68 CL 1,99 CL 7,69 C 0,99 NC 2,39 CL 1,78 CL 1,21 CL 1,65 CL 1,06 CL CL

1,83 58,60 92,3 1,00 36700 101 329 270 28,1 30,8 0,90 2,48

7,63 C 2,25 CL 2,80 CL 7,69 C 1,15 CL 3,26 C 2,24 CL 1,13 CL 2,34 CL 1,06 CL CL

2,46 58,80 120 1,41 37500 138 384 300 43,7 32,1 1,19 3,02

10,25 C 2,26 CL 3,64 C 10,85 C 1,18 CL 4,45 C 2,61 CL 1,25 CL 3,64 C 1,11 CL C

2,82 78,90 125 1,47 37800 151 443 370 36,6 38,1 1,29 2,61

11,75 C 3,03 C 3,79 C 1,00 NC 1,19 CL 4,87 C 3,01 C 1,54 CL 3,05 C 1,31 CL CL

2,75 75,10 124 1,47 37200 151 441 370 37,2 37,5 1,35 3,29

11,46 C 2,89 CL 3,76 C 11,31 C 1,17 CL 4,87 C 3,00 CL 1,54 CL 3,10 C 1,29 CL C

3,81 87,10 175 2,53 43900 200 623 380 37,2 39,4 1,39 4,11

15,88 CF 3,35 C 5,30 C 19,46 CF 1,38 CL 6,45 C 4,24 C 1,58 CL 3,10 C 1,36 CL C

2,34 60,50 115 1,08 38200 120 380 280 28,9 35,6 1,00 2,76

9,75 C 2,33 CL 3,48 C 7,69 C 1,20 CL 3,87 C 2,59 CL 1,17 CL 2,4 CL 1,2 CL CL

1,32 66,70 114 1,00 39300 68,5 349 290 23,9 51,7 1,02 2,52

5,50 C 2,57 CL 3,45 C 7,69 C 1,24 CL 2,21 CL 2,37 CL 1,21 CL 1,99 CL 1,78 CL CL

SED0101

SED_BENEDICTA

SED_AXPE

SED004R

SED_GALINDO

SED_PORTU

SED006R

SED08BR


7. Sedimentos 156

Cd Cr Cu Hg Fe Pb Zn Mn As Ni Se

(mg.kg-1) (mg.kg-1) (mg.kg-1) (mg.kg-1) (mg.kg-1) (mg.kg-1) (mg.kg-1) (mg.kg-1) (mg.kg-1) (mg.kg-1) (mg.kg-1)

Efectos biológicos (Menchaca et al., 2012)

TEL 0,40 35 40 0,30 - 53 180 - 13,00 26 -

PEL 1,80 67 96 1,10 - 144 442 - 26,30 39 -

Efectos biológicos (Long et al., 1995)

ERL 1,20 81 34 0,15 - 47 150 - 8,20 21 -

ERM 9,60 370 270 0,71 - 220 410 - 70,00 52 -

7. Sedimentos 157


Las estaciones SED_AXPE, SED_PORTU y SED_GALINDO presentan un

grado de contaminación global media (Icc>3). El resto de estaciones

muestran contaminación ligera (Icc>1).

Como se viene comprobando en años anteriores, el cadmio y el mercurio

mantienen valores de contaminación fuerte en la estación SED_PORTU.

Para la clasificación de los sedimentos en función de la concentración de

metales y de sus posibles efectos, en la Tabla 7.4 se han incluido los

valores de referencia descritos por LONG et al. (1995) y aquellos regionales

para la costa del País Vasco, calculados por MENCHACA et al. (2012).

Los valores descritos por Long et al. (1995) hacen referencia a los

niveles de efectos de rango bajo o ERL (Effect Range Low, por debajo de los

cuales los efectos biológicos son raros) y los de rango mediano o ERM (Effect

Range Median), por encima de los cuales los efectos biológicos son

frecuentes.

En el caso de los valores de referencia regionales, estos se derivan de

una colección de datos obtenidos a partir de análisis químicos, de toxicidad y

de las comunidades macrobentónicas realizados en sedimentos marinos y

estuáricos en toda la costa vasca, y representan dos niveles de efectos

biológicos:

- Nivel bajo de efectos biológicos (o TEL – Threshold Effect Level), por debajo

del cual no se esperan efectos biológicos adversos para el medio.

- Nivel medio de efectos biológicos (o PEL – Probable Effect Level), por

encima del cual los efectos biológicos adversos pueden ser frecuentes.

Aún a riesgo de simplificar mucho la interpretación de resultados en

función de estas referencias, se puede considerar que los sedimentos más

problemáticos serían aquellos con mayor número de metales con

concentraciones superiores al PEL, ya que estarían asociados a una mayor

probabilidad de efectos tóxicos adversos.

Todas las concentraciones de cadmio superan el valor PEL (1,8 mg·kg-1),

excepto en las estaciones SED0101 y SED08BR.

7. Sedimentos 158


En el caso del cromo, se supera el valor PEL (67 mg·kg-1) en SED004R,

SED_GALINDO y SED_PORTU.

En referencia al cobre, se supera el valor PEL (96 mg·kg-1) en todas las

estaciones excepto en la SED101 y SED_BENEDICTA.

En el caso del mercurio, se supera el valor PEL (1,1 mg·kg-1) en

SED_AXPE, SED004R, SED_GALINDO y SED_PORTU.

Las concentraciones de plomo superan el valor PEL (144 mg·kg-1) en

todas las estaciones excepto en SED_PORTU, SED_GALINDO y SED004R.

Las concentraciones de zinc superan el valor PEL (442 mg·kg-1) en las

estaciones SED_PORTU y SED004R.

Para el arsénico se supera el valor PEL (26,3 mg·kg-1) en todas las

estaciones excepto en las estaciones SED0101 y SED08BR.

En el caso del níquel se supera el valor PEL (39 mg·kg-1) en tres

estaciones: SED_PORTU, SED006R y SED08BR.

Para algunos metales, como el hierro, el manganeso y el selenio, no

existen este tipo de referencias.

Por lo tanto, se deduce que en todas las estaciones supera el valor PEL

al menos en uno de los metales analizados, pudiendo implicar efectos

biológicos negativos.

La distribución espacial de algunos metales sigue patrones similares, a

excepción del arsénico y níquel. Por ejemplo, las concentraciones de cadmio,

cromo, cobre, mercurio, hierro, plomo, zinc y manganeso presentan un

elevado grado de correlación (promedio de r2=0,74).

7. Sedimentos 159


7.3.2. Evolución temporal en los sedimentos

Con respecto a las tendencias temporales en la granulometría de los

sedimentos analizados de la presente campaña, en las estaciones SED0101,

SED004R, SED006R y SED8BR se observa una elevada variabilidad temporal

en los porcentajes de las distintas fracciones, sin presentar patrón claro o

dominante (Figura 7.6). En el resto de estaciones, con menor número de

muestreos, se observa dominancia de la fracción sedimentaria fina (Figura

7.6).

Por otro lado, en las Figuras 7.7 a 7.16 se representa la evolución

temporal de la concentración de cada metal (mg·kg-1) en los sedimentos

muestreados en el estuario del Nervión en 2016. Las estaciones SED0101 y

SED006R presentan mayor número de datos, con disponibilidad de

información de concentración de metales desde 1991 y 1989,

respectivamente. En las estaciones SED004R y SED8BR se dispone de

información desde el año 2004. Del resto de estaciones se disponen de datos

de menor número de años.

En las estaciones con series temporales más largas se observa una

disminución discontinua de la concentración de As. Del resto de estaciones,

destaca el dato de concentración de As en 2013 en la estación SED004R,

siendo el máximo de los valores en las ocho estaciones muestreadas.

De forma similar, en las concentraciones de Cd, Cr y Cu también se

observa una disminución discontinua en las estaciones con series temporales

mayores. Del resto de estaciones, destacan los datos de concentración de Cd,

Cr y Cu en 2013 y en 2014 en la estación SED004R, así como los de Cd y Cu

en 2015 en la estación SED_AXPE.

En el caso de la concentración de Fe no se observan patrones

temporales definidos. Destacan las relativamente elevadas concentraciones

en 2013 y en 2014 en SED_GALINDO y SED004R.

7. Sedimentos 160


En el caso de la concentración de Hg, en las estaciones con registro

temporal más amplio se observa un patrón decreciente poco definido,

observándose valores elevados en algunas estaciones en años recientes. Del

resto de estaciones, destaca el dato de concentración de Hg en 2013 en la

estación SED004R, siendo el máximo de los valores en las ocho estaciones

representadas.

En el caso de la concentración de Mn no se observan patrones

temporales definidos, exceptuando el descenso discontinuo en SED006R.

Destacan las elevadas concentraciones en 2010 en SED_AXPE.

En el caso del Ni no se observa ningún patrón temporal. Se observan

valores relativamente altos en la estación SED006R en los años 2008 y 2014.

En el caso de la concentración de Pb, en las estaciones con registro

temporal más amplio se observa un patrón decreciente poco definido. Del

resto de estaciones, destacan los datos de concentración de Pb en 2013 en

las estaciones SED004R y SED_GALINDO.

Con respecto a la concentración de Zn, en las estaciones con registro

temporal más amplio se observa un patrón decreciente poco definido. Del

resto de estaciones, destacan los datos de concentración de Zn en 2013 en

las estaciones SED004R y SED_GALINDO (los más altos de la serie de datos

en las ocho estaciones muestreadas en 2013).

7. Sedimentos 161


Figura 7.6. Evolución temporal de la granulometría del sedimento en el estuario

del Nervión a lo largo de todas las campañas.

7. Sedimentos 162


Figura 7.7. Evolución temporal de la concentración de As (mg·kg-1) en los

sedimentos de las estaciones muestreadas en 2016.

7. Sedimentos 163


Figura 7.8. Evolución temporal de la concentración de Cd (mg·kg-1) en los


7. Sedimentos 164


Figura 7.9. Evolución temporal de la concentración de Cr (mg·kg-1) en los


7. Sedimentos 165


Figura 7.10. Evolución temporal de la concentración de Cu (mg·kg-1) en los


7. Sedimentos 166


Figura 7.11. Evolución temporal de la concentración de Fe (mg·kg-1) en los


7. Sedimentos 167


Figura 7.12. Evolución temporal de la concentración de Hg (mg·kg-1) en los


7. Sedimentos 168


Figura 7.13. Evolución temporal de la concentración de Mn (mg·kg-1) en los


7. Sedimentos 169


Figura 7.14. Evolución temporal de la concentración de Ni (mg·kg-1) en los


7. Sedimentos 170


Figura 7.15. Evolución temporal de la concentración de Pb (mg·kg-1) en los


7. Sedimentos 171


Figura 7.16. Evolución temporal de la concentración de Zn (mg·kg-1) en los


7. Sedimentos 172


En la Figura 7.17 se presenta la evolución temporal (1989-2016) del

Índice de Carga Contaminante (Icc) en las estaciones muestreadas en 2016.

En las estaciones con serie temporal más larga (SED0101 y SED006R) la

evolución del índice de carga de contaminante es globalmente decreciente.

Así, en la estación SED0101 el valor máximo de Icc registrado en 1991 fue de

12,8, correspondiendo a un nivel de Concentración Fuerte, mientras que en la

última campaña el valor ha sido de 2,08, correspondiendo a un nivel de

Concentración Ligera. En la estación SED006R el valor máximo de Icc se

registró en 1991 (Icc=8,8), correspondiendo a un nivel de Concentración

Media. En los cinco años más recientes el promedio del Icc en esta estación

es notablemente inferior, con un valor de 2,65, correspondiendo a un nivel de

Concentración Ligera. Tanto en la estación SED0101 como en la SED006R se

confirma en la presente campaña la correlación estadísticamente significativa

y negativa (correlación no paramétrica de Spearman) entre el Índice de

Carga Contaminante Global y el año, lo cual indica una tendencia temporal

decreciente durante los años del seguimiento.

Como se ha comentado en anteriores informes, esta evolución hacia una

menor contaminación por metales pesados en los sedimentos puede estar

relacionada con el cierre de empresas contaminantes como consecuencia de

la recesión económica (GOROSTIAGA y DÍEZ, 1996), la reducción de vertidos

por mejoras en los procesos productivos y de depuración y el desarrollo y

puesta en marcha del plan de saneamiento (CEARRETA et al., 2004).

En el resto de las estaciones la serie temporal es menor. En el caso de la

estación SED_AXPE los valores de Icc están entre 2,9 y 6, con promedio de

contaminación media. En el caso de la estación SED_BENEDICTA los valores

de Icc están entre 2,1 y 2,8, correspondiendo a un nivel de contaminación

ligera. En la estación SED_GALINDO, el dato de Icc está entre 3,29 y 7,8,

correspondiendo a un nivel de contaminación media. En la estación SED004R

el promedio de Icc corresponde a contaminación media, destacando el dato

de 2013: 10,2. En las dos últimas campañas el valor de Icc ha disminuido

hasta valores inferiores a 3, correspondiendo a un nivel de contaminación

ligera. En la estación SED_PORTU el promedio (4,03) corresponde a

contaminación media. En el caso de la estación SED_8BR los todos los valores

corresponden a nivel contaminación ligera.

7. Sedimentos 173

PLAN DE VIGILANCIA DEL MEDIO RECEPTOR DE LA EDAR DE GALINDO IM16CONSOR ÍN

DIC

E D

E C

AR

GA

CO

NTA

MIN

AN

TE 0

3

6

9

12

15

SED_AXPE

SED_BENEDICTA

SED0101

0

3

6

9

12

15

SED_GALINDO

SED004R

0

3

6

9

12

15

89 90 91 92 93 94 95 96 97 98 99 00 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16

SED_PORTU

SED006R

SED8BR

Contam. Ligera

Contam. Media

Contam. Fuerte

Contam. Ligera

Contam. Media

Contam. Fuerte

Contam. Ligera

Contam. Media

Contam. Fuerte

Figura 7.17. Evolución temporal del Índice de Carga Contaminante en los

sedimentos del estuario del Nervión a lo largo de todas las campañas realizadas hasta

la fecha, en cada una de las estaciones. Se indican, en línea verde y roja, los límites

entre categorías de contaminación.

7. Sedimentos 174



- En relación a la composición granulométrica de los sedimentos

analizados en la presente campaña, las fracciones arenas y limo-arcillas son

mayoritarias en todas las estaciones, con notable variabilidad en los

porcentajes, siendo las estaciones SED08BR y SED_AXPE las que presentan

menor y mayor contenido de la fracción limo-arcillas, respectivamente. La

demanda química de oxígeno varía entre 51 mg·kg-1 (SED08BR) y 140

mg·kg-1 (SED_GALINDO). El nitrógeno orgánico total varía entre 1590

mg·kg-1 (SED08BR) y 3160 mg·kg-1 (SED_GALINDO) con variabilidad

correlacionada con la demanda química de oxígeno.

- En relación a la concentración de metales, el cadmio y el mercurio

mantienen valores de contaminación fuerte únicamente en la estación

SED_PORTU. El resto de metales presentan valores de contaminación media y

ligera en las diferentes estaciones.

- Las estaciones SED_AXPE, SED_PORTU y SED_GALINDO presentan un

grado de contaminación global media (Icc>3). El resto de estaciones

muestran contaminación ligera (Icc>1).

- En todas las estaciones se supera el valor PEL en al menos en uno de los

metales analizados, pudiendo implicar efectos biológicos negativos.

- En las dos estaciones con serie de datos más larga (SED0101 y SED006R)

se observa una disminución de las concentraciones en la mayoría de los

metales evaluados.

8. Comunidades del bentos de sustrato blando 175


8. COMUNIDADES DE BENTOS DE SUSTRATO BLANDO


muestras

Se tomaron muestras de bentos de sustrato blando en ocho estaciones

durante la campaña de otoño, simultáneamente con las de sedimentos

destinados al análisis químico y granulométrico (véase capítulo anterior,

Figura 7.1 y Tabla 7.1). La toma de muestras la realizó AZTI siguiendo la

metodología aplicada por Entec (ENTEC, 1994). Se tomaron dos réplicas por

estación mediante el empleo de una draga de tipo Day o de tipo Van Veen

(con una superficie de 0,1 m2) según la estación muestreada.

Una vez recolectadas, las muestras se tamizaron a través de una malla

de 1 mm de luz, suficiente para la retención de casi todas las especies

(VIEITEZ, 1976; SEAPY y KITTING, 1978; MORA, 1982). A continuación, se

conservaron en botes de plástico herméticos, en una disolución al 4% de

formaldehido, neutralizado con metanol químicamente puro y tamponado a

pH=7 en agua de mar. Además, las muestras se tiñeron con rosa de bengala

para resaltar los individuos vivos y facilitar su separación. Las Fotografías 8.1

y 8.2 ilustran algunos aspectos de los trabajos para la recogida de las

comunidades bentónicas.

Fotografía 8.1. Toma de muestras para la recogida del bentos.



Fotografía 8.2. Tamizado de las muestras para la recogida del bentos.


Una vez en el laboratorio, en cada muestra se separaron, identificaron y

contaron los ejemplares de cada especie (o, en su defecto, del menor nivel

taxonómico posible). Para ello se utilizó una lupa binocular y un microscopio

óptico.

Con el objeto de determinar la estructura de la comunidad, se calcularon

algunos parámetros relativos a la misma:

- Diversidad: se determinó la diversidad específica mediante el índice de

Shannon (SHANNON y WEAVER, 1963), a partir de datos numéricos, según la

fórmula:

p . p - = Hi2i

a = i

1 = i

log

N

n = p

i

i



siendo i = una especie; a = número total de especies de una muestra; ni =

número de individuos de la especie i; N = número total de individuos de la

muestra. Esta fórmula da idea de si los individuos se reparten de forma

homogénea entre las especies (valores altos) o si sólo algunas especies

concentran casi todos los efectivos (valores bajos).

También se calculó la diversidad máxima, según la fórmula

a = x H 2m log que indica el valor máximo que alcanzaría una muestra en caso de que los

efectivos se repartiesen de manera equitativa entre las especies. Finalmente,

se calculó la equitabilidad (PIELOU, 1966),

x H

H = E

m

que indica si la diversidad encontrada está cerca o lejos de la máxima (su

valor máximo es 1).

8.3. Clasificación de las estaciones según índices bióticos

Para la clasificación de las estaciones en función de los índices bióticos

se ha usado el índice biótico AMBI, desarrollado en AZTI (BORJA et al.,

2000c, 2003b; MUXIKA et al., 2005). Dicho índice se calcula con ayuda del

software AMBI 5.0, alimentado con la lista de especies actualizada a

noviembre de 2014, ambos disponibles gratuitamente en la web de AZTI

(http://ambi.azti.es), y siguiendo las recomendaciones de BORJA y MUXIKA

(2005) y MUXIKA et al. (2007). Para una completa descripción de este índice

pueden consultarse anteriores informes (p. e., FRANCO et al., 2013).

8.4. Resultados

8.4.1. Taxonomía y parámetros estructurales en 2016

En el Anexo 4 se recoge la relación de especies (o taxa) identificadas en

otoño de 2016, en las 8 estaciones muestreadas en el Nervión (2 réplicas por

estación), junto con sus abundancias específicas.



El número de taxa identificados (agrupados por phyla) en el estuario del

Nervión en la presente campaña de 2016 y el porcentaje que representan

respecto al total se recogen en la Tabla 8.1. Se recogieron 119 taxa: los

anélidos dominan con 50 taxa (42% del total de taxa), seguidos por los

moluscos (41 taxa; 35% del total) y por los artrópodos (19 taxa; 16%).

También se identificaron algunos nemertinos, nematodos, foronídeos y

equinodermos.

Tabla 8.1. Bentos identificado en el Nervión en 2016. Se indica el número de taxa de

cada phylum y el porcentaje que dicho número representa sobre el total.

PHYLUM Nº taxa Porcentaje

NEMERTEA 3 2,5

NEMATODA 1 0,8

ANNELIDA 50 42,0

MOLLUSCA 41 34,5

ARTHROPODA 19 16,0

PHORONIDA 1 0,8

ECHINODERMATA 4 3,4

TOTAL 120 100

En la Tabla 8.2 y la Figura 8.1 se presentan los datos correspondientes a

cada estación muestreada en el Nervión en la campaña de 2016. Las

estaciones más pobres en cuanto a número de taxa correspondieron tanto a

la más interna (SED08BR), como a la más cercana a la EDAR

(SED_GALINDO), con 17 y 11 taxa respectivamente, mientras que la más rica

fue SED_BENEDICTA con 65 taxa. Exceptuando la mencionada peculiaridad

de las cercanías de la desembocadura del Galindo, se apreció una tendencia

de aumento desde las estaciones más internas hacia las más externas del

estuario.



La densidad no mostró ninguna tendencia espacial. Destacaron tres

estaciones ubicados en la parte interna, media y externa del estuario. Los

valores más elevados se encontraron en la estación más externa, SED0101,

con 57 765 ind·m-2, lo cual, a primera vista, parece un resultado inesperado.

La siguiente estación con elevadas densidades fue SED_GALINDO (25 835

ind·m-2), seguida por la estación más interna (SED08BR, 12 620 ind·m-2). La

situación de estas dos estaciones no es extraña debido a que especies

oportunistas típicas de ambientes degradados suelen presentar elevadas

abundancias. La estación SED_AXPE presentó el menor valor de densidad de

fauna macrobentónica (1440 ind·m-2).

En cuanto a la diversidad, el valor más bajo se encontró en SED101

(1,24), y el más elevado (4,31) en SED004R.

Tabla 8.2. Parámetros estructurales de las comunidades bentónicas muestreadas en

el estuario del Nervión en 2016, para cada estación.

ESTACIÓN Densidad (ind. m-2)

Riqueza (nº taxa)

Diversidad (bit ind.-1)

Equitabilidad (bit)

SED08BR 12 620 17 2,66 0,65

SED006R 2225 29 3,63 0,75

SED_PORTU 3090 23 3,17 0,70

SED_GALINDO 9235 11 2,34 0,68

SED004R 3940 50 4,31 0,76

SED_AXPE 1440 36 3,84 0,74

SED_BENEDICTA 5285 65 4,15 0,69

SED0101 57 765 42 1,24 0,23



Figura 8.1. Distribución espacial de los parámetros estructurales (densidad, riqueza

específica, diversidad y equitabilidad) de las comunidades bentónicas del Nervión en

la campaña de 2016.



Con relación a las dominancias de taxa de los diferentes phyla en cada

una de las estaciones, en la campaña de 2016 dominaron los anélidos (con

valores de 39-59%), excepto en SED006R y SED004R donde se situaron en

segundo lugar (36-45%). Los moluscos se encontraron en segunda posición

(24-36%) en todas las estaciones salvo en SED006R y SED004R, donde

superaron a los anélidos con 52% y 46%, respectivamente.

En cuanto a densidades, los anélidos fueron los más relevantes. Los

anélidos dominaron en todas las estaciones (44-92%), excepto en SED006R y

SED004R donde fueron superados por los moluscos (con 55% y 44%,

respectivamente) situándose en segundo lugar (con 44% y 27%,

respectivamente). En segundo lugar, además de los anélidos en las

mencionadas estaciones, se encontraron los moluscos en SED_PORTU,

SED_GALINDO y SED_AXPE (32-41%), y los artrópodos en SED08BR,

SED004R, SED_BENEDICTA y SED0101 (4-27%).

En 2016 también se recogieron macroinvertebrados bentónicos a la

altura del Arriaga (estación SED08BR), obteniéndose un total de 17 taxa y

una densidad media de 12 620 ind·m-2. Los valores de diversidad y

equitabilidad fueron intermedios (2,66 y 0,65, respectivamente), siendo las

especies más representativas los anélidos Capitella capitata, Polydora

cornuta, oligoquetos, Streblospio shrubosolii y el artrópodo Grandidierella

japónica. Estos representaron, respectivamente, el 31% (3915 ind·m-2), 23%

(2935 ind·m-2), 21% (2595 ind·m-2), 7% (935 ind·m-2) y 6% (750 ind·m-2) de

los efectivos recogidos en esta estación.



En la estación de Olabeaga-Zorroza (estación SED006R) se

identificaron 29 taxa en 2016, con una densidad total de 2225 ind·m-2. Los

valores de diversidad y equitabilidad reflejaron un relativo buen reparto de los

individuos entre las especies identificadas (diversidad 3,63 bit·ind-1 y

equitabilidad 0,75). Las especies más abundantes fueron los moluscos

bivalvos Corbula gibba, con el 24% de los individuos de la estación (525

ind·m-2) y Scrobicularia plana, con el 15% (330 ind·m-2), los anélidos

poliquetos Chaetozone gibber, con el 14% (305 ind·m-2), Streblospio

shrubsolii (7% y 160 ind·m-2), Polycirrus sp. (7% y 150 ind·m-2) y

Pseudopolydora paucibranchiata (6% y 140 ind·m-2). A pesar de que la

composición específica podría corresponder principalmente a la comunidad de

Scrobicularia plana-Cerastoderma edule, la presencia de algunas especies

(como Corbula gibba) reflejan la existencia de una transición hacia la

comunidad de Abra alba (BORJA et al., 2004b).

En cuanto a la dársena de Portu (estación SED_PORTU), en 2016 se

identificaron 24 taxa, que alcanzaron una densidad total de 3090 ind·m-2. Los

valores de la diversidad y la equitabilidad fueron moderados-altos, reflejando

un relativo buen reparto de los individuos entre las especies identificadas

(diversidad 3,17 bit·ind-1 y equitabilidad 0,70). Destacaron el molusco bivalvo

Scrobicularia plana (26% de los efectivos y 790 ind·m-2), el artrópodo

crustáceo Cyathura carinata (14% y 425 ind·m-2) y el molusco gasterópodo

Peringia ulvae (13% y 405 ind·m-2). También, los anélidos como

Pseudopolydora paucibranchiata (12% y 370 ind·m-2), Streblospio shrubsolii

(11% y 335 ind·m-2) y oligoquetos (10% y 315 ind·m-2). En base a las especies

identificadas, la composición podría reflejar principalmente la comunidad de

Scrobicularia plana-Cerastoderma edule citada por BORJA et al. (2004b).

Es importante recalcar que, debido a que esta estación se encuentra en el

interior de una dársena cerrada (al igual que SED_AXPE y SED_BENEDICTA),

el tiempo de residencia del agua es mayor. Esto, a su vez, favorece ciertos

procesos que podrían ser perjudiciales para las comunidades que se asientan

en el canal, como la sedimentación de material fino (y contaminantes

adsorbidos), el consumo de oxígeno, etc.



En la parte final del río Galindo (estación SED_GALINDO), en 2016, se

identificaron 11 taxa, que alcanzaron una densidad total de 9235 ind·m-2. Tres

especies contribuyeron a la casi totalidad de la abundancia total (84%): el

molusco gasterópodo Peringia ulvae (31% de los efectivos y 2845 ind·m-2) y

los anélidos Streblospio shrubsolii (27% y 24705 ind·m-2) y oligoquetos (26% y

2385 ind·m-2). También se encontraron el molusco Scrobicularia plana (6% y

535 ind·m-2), los anélidos Hediste diversicolor (4% y 400 ind·m-2) y Capitella

capitata (3% y 275 ind·m-2) y el artrópodo Grandidierella japonica (2% y 220

ind·m-2). Las elevadas densidades de unas pocas especies dieron lugar a

valores que pueden considerarse moderados-bajos en diversidad y

equitabilidad (2,34 bit·ind-1 y 0,68, respectivamente). Muchas de las especies

identificadas fueron las características de la comunidad de Scrobicularia plana-

Cerastoderma edule citada por BORJA et al. (2004b), por lo que se podría decir

que la zona se encontraba colonizada por un estado alterado de dicha

comunidad.

En la campaña de 2016, en la zona de Axpe (estación SED004R) se

identificaron un total de 50 taxa, con una densidad total de 3940 ind·m-2, lo

que conlleva un elevado valor de diversidad (4,31 bit·ind-1). Las especies

dominantes fueron el molusco bivalvo Corbula gibba (17% de los efectivos y

densidad de 670 ind·m-2) y los artrópodos Monocorophium acherusicum (13%

y 520 ind·m-2) y Grandidierella japonica (13% y 495 ind·m-2), seguidos por el

anélido Capitella capitata (7% y 295 ind·m-2) y los moluscos bivalvos

Venerupis sp. (juveniles) (5% y 190 ind·m-2) y Abra alba (4% y 165 ind·m-2).

La composición específica reflejó una mezcla de especies pertenecientes a las

comunidades de Scrobicularia plana-Cerastoderma edule y de Abra alba, lo

cual podría representar una situación de transición entre ambas (BORJA et

al., 2004b).

En la dársena de Axpe (estación SED_AXPE) se identificaron 36 taxa

que alcanzaron una densidad total de 1440 ind·m-2. Esta estación presentó una

riqueza de taxa intermedia, y un valor de diversidad bastante elevado (3,84

bit·ind-1). Las especies más relevantes en esta estación fueron el anélido

Polycirrus sp. (26% de los efectivos y 375 ind·m-2), el molusco bivalvo Corbula

gibba (17% de los efectivos y 240 ind·m-2) y el anélido Pseudopolydora

paucibranchiata (11% y 155 ind·m-2).



La dársena de la Benedicta (estación SED_BENEDICTA) se encuentra

en el interior de una dársena cerrada, pero el dique de separación presenta

alguna abertura en la parte central que permite un intercambio de agua mayor

con el canal principal de la ría que el que se da en las otras dos dársenas

(Portu y Axpe). Esto último podría haber contribuido a una mayor riqueza en

comparación con el resto de las dársenas analizadas (con 65 taxa identificados,

que alcanzaron una densidad de 5285 ind·m-2), una diversidad alta (4,15

bit·ind-1) y una equitabilidad moderada (0,69). En cuanto a las especies

dominantes, destacaron los anélidos Mediomastus fragilis (1070 ind·m-2 y el

20% de los efectivos), Polycirrus sp. (640 ind·m-2 y 12%) y Notomastus

latericeus (530 ind·m-2 y 10%), el crustáceo anfípodo Grandidierella japonica

(685 ind·m-2 y 13%) y el molusco bivalvo Corbula gibba (375 ind·m-2 y 7%).

Las especies dominantes en 2016 en SED_BENEDICTA sugieren una

comunidad de Abra alba (BORJA et al., 2004b).

En el Puente Colgante (estación SED0101) en la campaña de 2016 se

encontraron valores moderados de riqueza (identificándose 42 taxa

diferentes) y densidad (57 765 ind·m-2); mientras tanto, la diversidad y

equitabilidad mostraron valores realmente bajos (1,24 bit·ind-1 y 0,23,

respectivamente). Por especies, el taxón dominante fue el del anélido

poliqueto Capitella capitata con una densidad de 45 305 ind·m-2, que

correspondió al 78% de la densidad total de la estación; le siguieron los

oligoquetos (7060 ind·m-2 y 12%), el crustáceo anfípodo Monocorophium

acherusicum (1920 ind·m-2 y 3%) y los nematodos (1620 ind·m-2 y 3%). A

pesar de sus bajas abundancias, la presencia de los moluscos Corbula gibba y

Abra alba sugieren una comunidad de Abra alba, aunque debe matizarse su

estado contaminado que quedó reflejado por la elevada presencia de Capitella

capitata (BORJA et al., 2004b).

El anfípodo de origen japonés Grandidierella japonica (JOURDE et al.,

2013), tras haber aparecido por primera vez en la campaña del año anterior,

fue encontrado en 2016 (también en todas las estaciones), con densidades

que oscilaron entre 5 (SED_AXPE) y 750 ind m-2 (SED08BR).



Gradiente espacial

Como puede apreciarse en la Figura 8.1, en 2016 la densidad no

presentó el gradiente de aumento, hacia el exterior del estuario, que se intuía

en la campaña de 2015. En 2016 las estaciones intermedias presentaron los

registros más bajos de densidad, con aumentos en las inmediaciones del

Galindo (SED_GALINDO, 9235 ind m-2), en la estación más interna

(SED08BR, 12 620 ind m-2) y, especialmente, en la más externa (SED0101,

57 765 ind m-2).

En cuanto a la riqueza específica, se repitió una situación muy parecida a

las de 2014 y 2015: un gradiente de aumento desde el interior hacia el

exterior del estuario (desde 17 a 42 taxa). Aunque, se debe mencionar que la

estación más rica no correspondió a la más externa, sino a SED_BENEDICTA

(65 taxa). Además, se observó una interrupción de dicho gradiente en las

cercanías de Galindo, donde se observó un registro (11 taxa) incluso inferior

al de la parte interior.

En el caso de la diversidad no pudo establecerse un patrón espacial

claro: partiendo de la estación interior (2,7 bit·ind-1), hubo altibajos,

registrándose los menores valores en la parte media del estuario (2,3

bit·ind-1 en SED_GALINDO) y en la estación más externa (1,2 bit·ind-1 en

SED0101). La equitabilidad mostró valores moderados y bastante similares

a lo largo de todo el estuario (0,65-0,75), excepto en SED0101 donde se

observó el mínimo (0,25).

De este modo, en la riqueza específica del macrobentos podrían haber

influido dos factores: por un lado, el gradiente existente a lo largo del canal

central del estuario, desde la parte interna (donde se espera una fauna más

pobre y menos diversa, con dominancias de pocas especies y pertenecientes

al grupo de los anélidos), a la parte externa (donde se espera una fauna

más rica y diversa, con abundancias más repartidas y significativa presencia

de otros phyla). La influencia del Galindo también puede intuirse en la

diversidad, pero no en la densidad ni en la equitabilidad.

Las dominancias correspondientes a cada phylum, en cada una de las

estaciones durante la campaña de 2016, se representan las Figura 8.2

(riqueza de taxa) y 8.3 (densidad).



Figura 8.2. Dominancias en riqueza de taxa de cada phylum durante la campaña de

2016.



Figura 8.3. Dominancias en densidad de cada phylum durante la campaña de 2016.



El gradiente lógico esperado en un estuario natural (sin presiones o

alteraciones humanas) es partir de una menor riqueza y mayor dominancia

de pocas especies (especialmente anélidos) en la zona más interna, para ir

aumentando la riqueza y diversidad de especies (así como la presencia y

dominancia de moluscos y artrópodos) hacia la zona más externa.

En este sentido, en las Figuras 8.2 y 8.3 también puede intuirse la

influencia de los dos gradientes anteriormente mencionados. Por un lado, en

la estación más interna (SED08BR) solo se encontraron 3 phyla y los anélidos

alcanzaron una de sus mayores dominancias (59% de las especies y 91% de

los efectivos). Hacia el exterior, fueron apareciendo más phyla (hasta 6), y los

moluscos y artrópodos adquirieron relevancia, disminuyendo la de los

anélidos. Sin embargo, este gradiente no se mantuvo en toda su extensión:

en la estación más cercana al vertido de la EDAR (SED_GALINDO) el número

de phyla fue bajo (3), y en la estación más externa la dominancia de anélidos

fue elevada (92%).

En el otro extremo se situó la estación SED_BENEDICTA que, a pesar de

no ser la más externa, fue la más rica (65 especies) y diversa (con la

presencia de especies pertenecientes a 6 phyla). No obstante, el grupo de

anélidos mostró gran dominancia en abundancia (64%). Las estaciones donde

se observó menor dominancia por parte de algún taxón o, dicho de otro

modo, un mejor reparto de los ejemplares entre los distintos taxa presentes,

fueron SED004R y SED_BENEDICTA.



8.4.2. Evolución del bentos entre 1989 y 2016

Entre los años 1989 y 2012, se habían tomado muestras en un total 18

estaciones distribuidas a lo largo del estuario del Nervión (aunque no todas

las estaciones se muestrearon en todas las campañas), con el fin de

caracterizar su estado y evolución ambiental. Sin embargo, en el año 2013 se

cambió la estrategia de muestreo, de forma que fuera más acorde con la

vigilancia de los vertidos de la EDAR de Galindo. Para ello, se seleccionaron 8

estaciones: cuatro de ellas que ya tenían series temporales largas (SED08BR,

SED006R, SED004R y SED0101), otras tres que habían sido estudiadas

únicamente en 2010 y 2011 (SED_PORTU, SED_AXPE, SED_BENEDICTA) y

una última, situada en un tributario y muy cercana al vertido, que fue de

nueva incorporación (SED_GALINDO). Por lo tanto, en el presente apartado

se continuará el análisis de los resultados de la campaña de 2016 siguiendo el

diseño iniciado en la campaña de 2013.

8.4.2.1. Evolución de los parámetros estructurales

En 1989 comenzaron a muestrearse las estaciones SED006R y

SED0101. Hasta 1996 sólo se encontraba macrofauna bentónica en la

estación exterior (SED0101), con sedimentos azoicos en la estación más

interior (SED006R), con la excepción de tres taxa identificados en la campaña

de 1992. Sin embargo, a partir de 1996 se empezó a detectar un proceso de

colonización hacia el interior, identificándose 4 taxa de macroinvertebrados

bentónicos en la estación SED006R en 1996 y, posteriormente, 3 taxa en

1997. A partir de dicha campaña de 1997, la presencia de organismos

bentónicos ha sido prácticamente constante, a excepción de la campaña de

2000.



En la campaña de 2004, en la que comenzaron a muestrearse las

estaciones SED08BR y SED004R, la primera (SED08BR) pasó a ser la nueva

estación más interior del presente estudio y presentaba 2 taxa. Sin embargo,

en ninguna de las dos campañas siguientes (2005 y 2006) se identificaron

macroinvertebrados bentónicos en sus muestras, lo cual indicaba que se

trataba de una estación aún sometida a fuerte estrés. En la campaña de

2007, nuevamente se identificaron 2 taxa, incrementándose la riqueza a 7

taxa en 2008, disminuyendo a 3 en 2009 y volviendo a incrementarse a 14

taxa en 2010 y a 19 en la campaña de 2011. Sin embargo, en la campaña de

2012, volvió a detectarse una disminución, identificándose 9 taxa para

comenzar a aumentar de nuevo (12 taxa en 2013 y 16 en 2014). En la

pasada campaña 2015 volvió a descender ligeramente a 13 taxa para

establecerse en 17 taxa en la presente campaña de 2016.

Este comportamiento de avances y retrocesos en los parámetros

estructurales de los macroinvertebrados bentónicos de la estación más

interna (SED08BR) fueron observados previamente en la segunda estación

más interna (SED006R). Comparando estas dos estaciones, se observa un

retraso de 6-8 años para alcanzar similares valores de riqueza taxonómica,

densidad y diversidad (Figura 8.4). En el caso de la densidad, en la actualidad

los valores ya se encuentran en registros similares, mientras que en los otros

dos parámetros aún se mantiene el desfase.

En cuanto a la estación SED004R (en la parte media de la zona de

estudio), ésta ha presentado organismos bentónicos de fondo blando a lo

largo de todo el seguimiento (trece campañas hasta la fecha). También las

estaciones incorporadas al seguimiento en la campaña 2010 (SED_PORTU,

SED_AXPE y SED_BENEDICTA) así como la estación SED_GALINDO,

muestreada por primera vez en la campaña de 2013, se encuentran

colonizadas por macroinvertebrados bentónicos de sustrato blando (con un

mínimo de 11 taxa) en todas las campañas realizadas.

En la Tabla 8.3 y la Figura 8.4 se presentan los datos disponibles de

número de individuos y de taxa, diversidad, diversidad máxima y

equitabilidad, de todas las campañas realizadas para las estaciones

muestreadas en 2016.



Tabla 8.3. Resultados globales (parámetros generales) del bentos del estuario del

Nervión en el periodo 1989-2016.

ESTACION

SED

08BR

SED

006R

SED_

PORTU

SED_

GALINDO

SED

004R

SED_

AXPE

SED_

BENEDICTA

SED

0101

Nº ind·m-2 1989 0 205

Nº taxa 1989 0 9

Diversidad 1989 0,00 2,18

Div. Máxima 1989 0,00 3,17

Equitabilidad 1989

0,69

Nº ind·m-2 1990 0 5.795

Nº taxa 1990 0 27


Div. Máxima 1990 0,00 4,75

Equitabilidad 1990

0,47

Nº ind·m-2 1991 0 6.595

Nº taxa 1991 0 17


Div. Máxima 1991 0,00 4,09

Equitabilidad 1991 0,36

Nº ind·m-2 1992 20 13.215

Nº taxa 1992 3 25


Div. Máxima 1992 1,58 4,64

Equitabilidad 1992 0,95 0,55

Nº ind·m-2 1993 0 2.325

Nº taxa 1993 0 33


Div. Máxima 1993 0,00 5,04


Nº ind·m-2 1994 0 1.395

Nº taxa 1994 0 32


Div. Máxima 1994 0,00 5,00

Equitabilidad 1994

0,79

Nº ind·m-2 1995 0 5.850

Nº taxa 1995 0 34


Div. Máxima 1995 0,00 5,09


Nº ind·m-2 1996 5.250 4.965

Nº taxa 1996 4 43


Div. Máxima 1996 2,00 5,43


Nº ind·m-2 1997 175 16.935

Nº taxa 1997 3 32


Div. Máxima 1997 1,58 5,00




ESTACION

SED

08BR

SED

006R

SED_

PORTU

SED_

GALINDO

SED

004R

SED_

AXPE

SED_

BENEDICTA

SED

0101

Nº ind·m-2 1998 305 2.580

Nº taxa 1998 4 25


Div. Máxima 1998 2,00 4,64


Nº ind·m-2 1999 5 3.815

Nº taxa 1999 1 39


Div. Máxima 1999 0,00 5,29

Equitabilidad 1999

0,67

Nº ind·m-2 2000 0 4.525

Nº taxa 2000 0 45


Div. Máxima 2000 0,00 5,49


Nº ind·m-2 2001 40 1.930

Nº taxa 2001 1 67


Div. Máxima 2001 0,00 6,07

Equitabilidad 2001

0,71

Nº ind·m-2 2002 10 1.205

Nº taxa 2002 2 40


Div. Máxima 2002 1,00 5,32


Nº ind·m-2 2003 230 960

Nº taxa 2003 12 26


Div. Máxima 2003 3,58 4,70


Nº ind·m-2 2004 30 275 3.070 2.615

Nº taxa 2004 2 8 40 62

Diversidad 2004 0,97 1,98 3,96 4,89

Div. Máxima 2004 1,00 3,00 5,32 5,95

Equitabilidad 2004 0,97 0,66 0,74 0,82

Nº ind·m-2 2005 0 735 635 225

Nº taxa 2005 0 10 27 18

Diversidad 2005 0,00 1,97 3,84 3,52

Div. Máxima 2005 0,00 3,32 4,75 4,17

Equitabilidad 2005 0,00 0,59 0,81 0,84

Nº ind·m-2 2006 0 1.785 1.325 1.025

Nº taxa 2006 0 15 25 30

Diversidad 2006 0,00 2,64 2,78 3,67

Div. Máxima 2006 0,00 3,91 4,64 4,91

Equitabilidad 2006 0,00 0,68 0,60 0,75

Nº ind·m-2 2007 10 830 2.200 1.975

Nº taxa 2007 2 14 20 56

Diversidad 2007 1,00 2,78 4,32 4,50

Div. Máxima 2007 1,00 3,81 1,13 5,81

Equitabilidad 2007 1,00 0,73 0,26 0,78



ESTACION

SED

08BR

SED

006R

SED_

PORTU

SED_

GALINDO

SED

004R

SED_

AXPE

SED_

BENEDICTA

SED

0101

Nº ind·m-2 2008 45 175 685 1.855

Nº taxa 2008 7 8 22 56

Diversidad 2008 2,81 2,05 4,46 4,44

Div. Máxima 2008 2,64 3,00 2,75 5,81

Equitabilidad 2008 0,94 0,68 0,62 0,76

Nº ind·m-2 2009 25 165 270 2.730

Nº taxa 2009 3 12 22 60

Diversidad 2009 1,58 3,15 3,99 4,32

Div. Máxima 2009 1,37 3,58 4,46 5,91

Equitabilidad 2009 0,86 0,88 0,89 0,73

Nº ind·m-2 2010 12.585 1.325 3.710 3.990 1.125 4.880 9.015

Nº taxa 2010 14 25 20 38 29 63 43

Diversidad 2010 1,75 3,76 2,87 3,78 3,01 4,58 3,10

Div. Máxima 2010 3,81 4,64 4,32 5,25 4,86 5,98 5,43

Equitabilidad 2010 0,46 0,81 0,66 0,72 0,62 0,77 0,57

Nº ind·m-2 2011 1.500 1.480 2.390 4.330 1.375 2.525 3.240

Nº taxa 2011 19 21 19 41 40 54 83

Diversidad 2011 2,40 3,34 2,81 3,50 3,84 4,50 4,86

Div. Máxima 2011 4,25 4,39 4,25 5,36 5,32 5,75 6,38

Equitabilidad 2011 0,57 0,76 0,66 0,65 0,72 0,78 0,76

Nº ind·m-2 2012 345 860 2.760 6.570

Nº taxa 2012 9 23 52 85

Diversidad 2012 2,45 3,31 3,47 4,49

Div. Máxima 2012 3,17 4,52 5,70 6,41

Equitabilidad 2012 0,77 0,73 0,61 0,70

Nº ind·m-2 2013 3.545 2.105 2.975 13.430 2.020 950 4.525 9.700

Nº taxa 2013 12 34 21 14 36 37 65 90

Diversidad 2013 1,50 3,57 2,75 2,03 4,34 3,80 4,88 3,40

Div. Máxima 2013 3,58 5,09 4,39 3,81 5,17 5,21 6,02 6,49

Equitabilidad 2013 0,42 0,70 0,63 0,53 0,84 0,73 0,81 0,52

Nº ind·m-2 2014 965 3.145 1.280 27.205 5.830 1.025 7.105 8.625

Nº taxa 2014 16 35 25 16 52 35 88 46

Diversidad 2014 1,93 3,50 3,75 2,25 2,46 3,76 4,34 2,45

Div. Máxima 2014 4,00 5,13 4,64 4,00 5,70 5,13 6,46 5,52

Equitabilidad 2014 0,48 0,68 0,81 0,56 0,43 0,73 0,67 0,44

Nº ind·m-2 2015 975 2.000 2.400 25.835 5.260 2.460 14.885 4.505

Nº taxa 2015 13 38 24 14 46 39 79 48

Diversidad 2015 2,58 3,76 2,96 1,93 3,37 3,54 2,84 2,98

Div. Máxima 2015 3,70 5,25 4,58 3,81 5,52 5,29 6,30 5,58

Equitabilidad 2015 0,70 0,72 0,64 0,51 0,61 0,67 0,45 0,53

Nº ind·m-2 2016 12.620 2.225 3.090 9.235 3.940 1.440 5.285 57.765

Nº taxa 2016 17 29 23 11 50 36 65 42

Diversidad 2016 2,66 3,63 3,17 2,34 4,31 3,84 4,15 1,24

Div. Máxima 2016 4,09 4,86 4,52 3,46 5,64 5,17 6,02 5,39

Equitabilidad 2016 0,65 0,75 0,70 0,68 0,76 0,74 0,69 0,23



Figura 8.4. Evolución de varios parámetros estructurales (densidad, número de taxa

y diversidad) de las comunidades bentónicas del Nervión.



En la campaña de 2016 también se recogieron macroinvertebrados

bentónicos a la altura del Arriaga (estación SED08BR), del mismo modo que

en las campañas de 2004-2015 (excepto en 2005 y 2006). Como se viene

diciendo en los informes posteriores a la campaña de 2010, su presencia ya

ha dejado de ser anecdótica, con 17 taxa y una densidad de 12 620 ind·m-2

en 2016 (19 taxa y 965 ind·m-2 en 2014 y 13 taxa y 975 ind·m-2 en 2015).

Aunque en este proceso de recolonización de la zona interna del estuario

(hasta marzo de 2002 el sedimento era azoico) se produzcan episodios de

avance y de retroceso de las comunidades (con altibajos en sus parámetros

estructurales), teniendo en cuenta los registros relativamente importantes en

riqueza y densidad observados a partir de la campaña de 2011, es probable

que la presencia de macroinvertebrados bentónicos en la zona sea ya

permanente.

La composición específica dominante de la estación SED08BR ha sufrido

una variación y parece haberse estabilizado en los últimos años: en 2008

dominaban los moluscos Corbula gibba, los anélidos Lagis koreni, Chaetozone

gibber y los oligoquetos, apareciendo también Streblospio shrubosolii con

relativa importancia. En 2010 se observó un fuerte cambio con grandes

abundancias de los anélidos Polydora cornuta y Pseudopolydora

paucibranchiata y el molusco Limnoperna securis. Entre estas especies se

intercalan el anélido Streblospio shrubsolii en 2011 y los oligoquetos en 2012.

En 2013 las especies dominantes fueron el anélido poliqueto Capitella

capitata, seguido de oligoquetos, Polydora cornuta, Pseudopolydora

paucibranchiata, Hediste diversicolor y Streblospio shrubsolii. Después de

éstos se encontraban algunos moluscos (Scrobicularia plana, Peringia ulvae,

Limnoperna securis y Theora lubrica) con presencias muy bajas. En las

campañas de 2014 y 2105 apenas varió la composición principal, ya que

Capitella capitata seguía siendo la especie claramente dominante, seguida de

lejos por Polydora cornuta, Hediste diversicolor, Streblospio shrubsolii y

Pseudopolydora paucibranchiata en 2014 y por Hediste diversicolor,

oligoquetos, Peringia ulvae, Grandidierella japonica, Desdemona ornata,

Polydora cornuta y Streblospio shrubsolii en 2015. En la presente campaña de

2016 Capitella capitata sigue siendo claramente dominante, seguida de

Polydora cornuta y oligoquetos; y más alejados se encuentran el anélido

Streblospio shrubsolii y el crustáceo Grandidierella japonica.



En la estación de Olabeaga-Zorroza (estación SED006R) comenzaron

a encontrarse individuos en 1992. Hasta entonces parecía darse un avance de

efectivos hacia el interior del estuario que se estancó en dicha campaña y

retrocedió en 1993. Así, el límite de los fondos submareales habitados parecía

encontrarse en Rontegi. En cambio, en 1996 se dio un nuevo avance hacia el

interior, colonizándose la estación SED006R con formas de vida oportunistas:

oligoquetos, hirudíneos, nematodos, etc. Sin duda, esto se produjo debido a

la mejora en las condiciones de la calidad del agua por la entrada en

funcionamiento de nuevas fases del saneamiento, así como el cierre de

empresas contaminantes.

En 1997 esta tónica se mantuvo y, además, ya no sólo aparecieron

especies oportunistas como las mencionadas, sino que se encontraron

moluscos como Peringia ulvae o el berberecho Cerastoderma edule. En 1998

continuó el avance, aunque no aparecieron especies tan emblemáticas de la

comunidad de Scrobicularia plana-Cerastoderma edule como las mencionadas

anteriormente, sino que parecían ser especies relacionadas con una incipiente

colonización, sometidas a avances y retrocesos. La diversidad tendía a

aumentar, alcanzándose ya valores cercanos o superiores a 1 bit·ind-1.

Sin embargo, en 1999 en la estación SED006R solamente se encontró

una especie que presentaba una densidad de sólo 5 ind·m-2, en 2000

ninguna, en 2001 volvió a aparecer una especie y en 2002 aparecieron 2

taxa. Además, en la estación E-N10 de la Red de Calidad de las Masas de

Agua Superficial de la CAPV, que se encuentra a más de 1 km río arriba de la

estación, este mismo año se encontraron 5 taxa siendo Hediste diversicolor la

especie dominante (BORJA et al., 2003a). En la campaña de 2003 la riqueza

específica fue de 12 taxa, con especies características de ambientes

estuáricos como Hediste diversicolor o Peringia ulvae, entre otros, además de

oportunistas como Capitella capitata.



En 2004 y 2005 volvió a producirse un ligero retroceso, ya que el

número de taxa se redujo en 2004 a 8 y en 2005 pasó a 10. Sin embargo,

este retroceso puede enmarcarse en el proceso antes mencionado de avance

y retroceso de especies, confirmando que se está produciendo un reajuste de

las comunidades en el interior del estuario, lo que supone que unos años hay

presencia de algunas especies y otros, en función de las circunstancias,

pueden desaparecer. En este sentido, en 2006 se dio una nueva

“recolonización”, identificándose 15 taxa diferentes. Esta “recolonización” se

confirmó en 2007 con 14 taxa identificados y a pesar de la disminución en

2008 a 8 taxa, continuó en 2009 con 12 taxa, 25 taxa en 2010, 21 taxa en

2011, 23 taxa en 2012, 34 en 2013, 35 en 2014 y 38 en 2015.

En la presente campaña de 2016 el número de taxa identificados ha sido

de 29, habiendo descendido ligeramente respecto a los últimos tres años. No

obstante, se espera que, con el tiempo, las comunidades se vayan

estabilizando. De hecho, en los últimos cuatro años se han registrado los

valores más elevados de la serie temporal.

Hasta la campaña de 2009 se indicaba que la habitual ausencia de fauna

en esta zona, o su baja densidad y riqueza, se debían a los déficits de oxígeno

que se suelen dar en la parte interna del estuario. Esto también se había

observado en informes precedentes, y había sido señalado por SÁIZ-SALINAS

et al. (1996) y por BORJA et al. (2006). Sin embargo, en las campañas de

2005-2007 se estimaron densidades que pueden considerarse entre

moderadas y altas (735 ind·m-2 en 2005, 1785 ind·m-2 en 2006 y 830 ind·m-2

en 2007), con una media que supera en un orden de magnitud la densidad

registrada en 2004 (275 ind·m-2). En la campaña de 2009, se mantuvo la

regresión a valores similares a los de las campañas anteriores a la de 2005

(170 ind·m-2) iniciada en 2008. Sin embargo, los valores de densidad

observados en las campañas 2010-2016 (860-3145 ind·m-2) son, en general,

superiores a los estimados en 2005-2007. En este sentido, parece

confirmarse que en dicha estación se está produciendo un proceso normal de

recolonización con avances y retrocesos, aunque parece haberse estabilizado

en los últimos años.



Además, la diversidad ha aumentado ligeramente desde la campaña de

2006 hasta 2016, mientras que la equitabilidad se ha mantenido en torno a

0,7. En definitiva, en la actualidad (2016) se observan valores que reflejan un

relativo buen reparto de los individuos entre las especies identificadas

(diversidad 3,63 bit·ind-1 y equitabilidad 0,75), es decir, una situación muy

similar a las de los últimos años.

La composición específica dominante de esta estación SED006R se

mantiene bastante estable durante los últimos años. Sin embargo, se observa

una sustitución entre dos grupos principales: en 2006-2007 dominan los

anélidos Hediste diversicolor, Chaetozone gibber, Streblospio shrubsolii,

oligoquetos y el molusco Scrobicularia plana; y en segundo plano se

encuentran los anélidos Lagis koreni, Polydora cornuta, Nephtys hombergii y

los moluscos Corbula gibba y Tapes sp. En los siguientes años, se observa

una mezcla de las especies mencionadas para acabar adquiriendo un mayor

dominio en 2012-2013 los del segundo grupo. No obstante, durante este

tiempo, irrumpen otras especies con abundancias relevantes como el molusco

Abra prismática en 2010, el anélido Polycirrus sp. en 2011 y el anélido

Pseudopolydora paucibranchiata y el molusco Theora rubrica en 2011, 2012 y

2013. En 2014 dominan, en el siguiente orden, los poliquetos Pseudopolydora

paucibranchiata, Polycirrus sp. y Chaetozone gibber seguidos por el molusco

Corbula gibba. En 2015 prácticamente se mantiene esta dominancia, con la

incorporación del anélido Capitella capitata. Los dominantes son, en este

orden: Polycirrus sp., Pseudopolydora paucibranchiata, Capitella capitata,

Chaetozone gibber, y Corbula gibba. Y en 2016 se mantienen las especies

dominantes (excepto Capitella capitata) aunque en distinto orden: Corbula

gibba, Scrobicularia plana, Chaetozone gibber, Streblospio shrubsolii,

Polycirrus sp. y Pseudopolydora paucibranchiata.



En estas dos estaciones internas se mantiene la tendencia hacia el

establecimiento de la comunidad de Scrobicularia plana-Cerastoderma edule,

típica del interior de los estuarios vascos (BORJA et al., 2004b). Sin embargo,

este proceso de estabilización de la comunidad está sometido a crisis y

avances sucesivos, debido a la propia inestabilidad del sistema, según

demuestran los datos de las estaciones SED08BR y SED006R. Atendiendo a

los parámetros estructurales del área, la fragilidad de las poblaciones que se

están asentando ya no es tan importante como lo era en las pasadas

campañas, aunque cualquier eventual caída en el oxígeno disuelto durante un

período moderadamente corto (probablemente en verano) puede provocar

una nueva crisis. De hecho, las especies indicadoras de contaminación siguen

siendo aún relevantes en 2016. Sin embargo, parece que el proceso de

mejora es irreversible y que la estabilidad del sistema se está confirmando

campaña tras campaña, como se observa en los parámetros estructurales

como densidad, riqueza específica y diversidad; aunque, con valores

superiores a los estimados por BORJA et al. (2004b) para esta comunidad.

En cuanto a la dársena de Portu (estación SED_PORTU), en 2016 se

identificaron 23 taxa (mientras que de 2010 a 2015: 20, 19, 21, 25 y 24 taxa),

que alcanzaron una densidad total de 3090 ind·m-2 (mientras que de 2010 a

2015: 3710, 2390, 2975, 1280 y 2400 ind·m-2). En la campaña de 2014 las

especies dominantes fueron el bivalvo Scrobicularia plana, el anélido

Chaetozone gibber, el molusco gasterópodo Peringia ulvae y el bivalvo Corbula

gibba, a diferencia de años anteriores, donde destacaban los oligoquetos con

densidades importantes de otros anélidos poliquetos de pequeño tamaño

(Streblospio shrubsolii y Pseudopolydora paucibranchiata), crustáceos

(Cyathura carinata) y el molusco bivalvo Scrobicularia plana. En realidad, no es

que estas especies hubieran aumentado sus efectivos, sino que las dominantes

en las campañas previas habían disminuido sus abundancias. En la campaña de

2015 se volvió a encontrar la misma situación de años anteriores, con

dominancia del bivalvo Scrobicularia plana (585 ind·m-2), el crustáceo isópodo

Cyathura carinata (495 ind·m-2), y los anélidos oligoquetos (485 ind·m-2),

Polydora cornuta (355 ind·m-2), Streblosoma bairdi (105 ind·m-2) y

Pseudopolydora paucibranchiata (100 ind·m-2). En la campaña de 2016 se ha

mantenido la composición principal, con dominancia de Scrobicularia plana

(790 ind·m-2), Cyathura carinata (425 ind·m-2), Peringia ulvae (405 ind·m-2) y

los anélidos Pseudopolydora paucibranchiata (370 ind·m-2), Streblospio

shrubsolii (335 ind·m-2), oligoquetos (315 ind·m-2) y Polydora cornuta (175

ind·m-2).



Es importante recalcar de nuevo que, la alteración de la hidrodinámica en

la dársena de Portu provoca una mayor estabilidad de la masa de agua que, a

su vez, favorece ciertos procesos que podrían ser perjudiciales para las

comunidades que se asientan en el canal, como la sedimentación de material

fino (y contaminantes adsorbidos), el consumo de oxígeno, etc. Por ello,

resulta evidente la presencia de especies indicadoras de contaminación.

Además, muchas de las especies identificadas se encuentran entre las

características de la comunidad de Scrobicularia plana-Cerastoderma edule

citada por BORJA et al. (2004b), por lo que se podría decir que la zona está

colonizada por un estado alterado de dicha comunidad. Quizás debido a esta

situación especial, los valores de los parámetros estructurales observados son

superiores a los establecidos por BORJA et al. (2004b) para este tipo de

comunidad.

En la parte final del río Galindo (estación SED_GALINDO, muestreada

por primera vez en la campaña de 2013), se han identificado 11 taxa (14, 16 y

14 taxa en 2013, 2014 y 2015, respectivamente) que alcanzan una densidad

total de 9235 ind·m-2 (13 430, 27 205 y 25 835 ind·m-2 en 2013, 2014 y 2015,

respectivamente). En los años precedentes las especies dominantes fueron

muy similares, destacando en 2015 los anélidos oligoquetos (12 935 ind·m-2),

el poliqueto Streblospio shrubsolii (7365 ind·m-2), el molusco gasterópodo

Peringia ulvae (2890 ind·m-2) y los anélidos poliquetos Capitella capitata (1085

ind·m-2) y Hediste diversicolor (540 ind·m-2). En la campaña de 2016

dominaron Peringia ulvae (2845 ind·m-2), Streblospio shrubsolii (2470 ind·m-2),

oligoquetos (2385 ind·m-2) y, en menor medida, Scrobicularia plana (535

ind·m-2), Hediste diversicolor (400 ind·m-2), Capitella capitata (275 ind·m-2) y

Grandidierella japonica (220 ind·m-2).

Muchas de las especies identificadas en SED_GALINDO se encuentran

entre las características de la comunidad de Scrobicularia plana-Cerastoderma

edule (BORJA et al., 2004b), con la presencia de especies indicadores de

contaminación, por lo que se podría decir que la zona se encuentra en un

estado alterado de dicha comunidad. A pesar de que la densidad muestra

valores muy superiores, la riqueza específica y la diversidad se encuentran

dentro de los rangos propuestos por BORJA et al. (2004b) para este tipo de

comunidad.



La zona de Axpe (estación SED004R) se muestreó por primera vez en

2004. Entonces, presentaba una comunidad de macroinvertebrados

bentónicos con una riqueza de 40 taxa y densidad de 3070 ind·m-2. Hasta la

campaña de 2007, se produjo un evidente empobrecimiento tanto en

términos de riqueza específica (20 taxa) como de densidad (2200 ind·m-2).

En el informe correspondiente a la campaña de 2004 se indicaba que

para poder establecer posibles tendencias sería interesante continuar con los

muestreos en esta zona y comprobar si especies más sensibles a la alteración

del medio, como los cnidarios y nemertinos, o los moluscos Tellimya

ferruginosa1, S. plana y V. decussata, mantenían y/o aumentaban sus

densidades relativas. En 2005, salvo por dos taxa de nemertinos, no se

identificaron las mencionadas especies (aunque se encontraron algunos

juveniles del género Venerupis que no pudieron identificarse a nivel de

especie), y se insistía en la necesidad de mantener el seguimiento para poder

determinar cuál de las dos campañas realizadas hasta la fecha mostraba

mejor el estado real de la comunidad, o si había una tendencia a medio plazo.

En 2006, en Axpe parecía haberse encontrado una situación intermedia.

Así, se volvieron a identificar 2 taxa de nemertinos, junto con algunos

individuos del género Venerupis. También se identificaron algunos individuos

de T. ferruginosa y S. plana, aunque no se encontraron cnidarios. Sin

embargo, en 2007 volvieron a desaparecer los nemertinos, T. ferruginosa y S.

plana, por lo que se confirmaba la regresión apuntada anteriormente. En

2008, la riqueza fue similar a la de 2007 (22 taxa), disminuyendo la densidad

a 685 ind·m-2 como consecuencia de una menor dominancia del poliqueto

indicador de contaminación C. capitata, que pasó a ser superado por el

poliqueto L. koreni como especie dominante (170 ind·m-2; 25% de los

efectivos de la estación), provocando que la diversidad y la equitabilidad

alcanzaran valores moderados/altos (3,47 bit·ind-1 y 0,78, respectivamente).

1 Tellimya ferruginosa es el nombre actualmente aceptado para la especie que en

informes anteriores se citaba como Montacuta ferruginosa.



En 2009, la riqueza de Axpe (estación SED004R) fue igual a la de 2008

(22 taxa), disminuyendo la densidad global a 270 ind·m-2 debido a que todas

las especies halladas presentaban densidades muy bajas. La especie más

abundante fue el molusco bivalvo C. gibba (45 ind·m-2), seguido de los

anélidos poliquetos S. shrubsolii y C. capitata (35 ind·m-2 y 30 ind·m-2,

respectivamente). En la campaña de 2010, en cambio, aumentaron

sensiblemente la riqueza y la densidad (38 taxa y 3990 ind·m-2), junto con las

abundancias de las especies dominantes: Venerupis sp. (850 ind·m-2), C.

capitata (570 ind·m-2), C. gibba (530 ind·m-2) y P. paucibranchiata (480

ind·m-2).

En 2011, tanto la densidad como la riqueza aumentaron aún más (4330

ind·m-2 y 41 taxa, respectivamente), pasando a dominar el molusco bivalvo C.

gibba (1065 ind·m-2), seguido por el phylum de los nematodos (860 ind·m-2),

el anfípodo M. acherusicum (510 ind·m-2) y el poliqueto P. paucibranchiata

(460 ind·m-2).

En la campaña de 2012, siguió aumentando la riqueza, identificándose

un total de 52 taxa, pero a su vez, la densidad sufrió un claro descenso (2760

ind·m-2), siendo la especie dominante el anfípodo M. acherusicum (1300

ind·m-2).

En la campaña de 2013, se observó una importante disminución de la

riqueza, identificándose un total de 36 taxa y una ligera caída de la densidad

total con 2020 ind·m-2.

Sin embargo, en la campaña de 2014 la riqueza taxonómica se recuperó

(52 taxa), para volver a descender en 2015 (46 taxa) mientras que la

densidad total aumentó hasta 5830 ind·m-2 en 2014 (principalmente por la

elevada presencia del anélido Polydora ciliata) y se mantuvo en 2015 con

5260 ind·m-2 (en este caso, por la elevada presencia del anélido

Pseudopolydora paucibranchiata). También son importantes el anélido

Capitella capitata (560 ind·m-2), los moluscos bivalvos Venerupis sp.

(juveniles) y Corbula gibba (525 y 475 ind·m-2, respectivamente), y los

crustáceos Monocorophium acherusicum y Grandidierella japonica (360 y 230

ind·m-2, respectivamente).



En la presente campaña de 2016 en Axpe (estación SED004R), la

riqueza taxonómica ha ido de nuevo en aumento (50 taxa), descendiendo la

densidad total (3940 ind·m-2), y siendo las principales especies el molusco

Corbula gibba (670 ind·m-2), los crustáceos Monocorophium acherusicum y

Grandidierella japonica (520 y 495 ind·m-2, respectivamente); así como

también, Capitella capitata (295 ind·m-2), Venerupis sp. (juveniles), Abra alba

y Peringia ulvae (190, 165 y 160 ind·m-2, respectivamente).

En definitiva, a partir de 2010 la densidad se estabiliza en valores de

2000-5000 ind·m-2 y la riqueza específica en torno a 50 taxa (habiendo un

descenso en 2013). En cierta medida, la diversidad también ha mostrado

cierta estabilidad a partir de 2009, con valores cercanos a 3,5-4 bit·ind-1 que,

tras una importante caída en 2013, se recupera en 2016 a valores previos

ligeramente superiores 4 bit·ind-1.

Las especies principales identificadas son características de la comunidad

de Abra alba, y también de la de Scrobicularia plana-Cerastoderma edule

(BORJA et al., 2004b). Además, hay presencia de especies indicadoras de

contaminación, por lo que se podría decir que esta zona se encuentra en un

estado alterado de las mencionadas comunidades. La riqueza específica, la

densidad y la diversidad superan claramente los rangos propuestos por BORJA

et al. (2004b) para las citadas dos comunidades.

La estación correspondiente a la dársena de Axpe (SED_AXPE) se

incorporó en la campaña de 2010. En 2016 se han identificado 36 taxa

diferentes (29 taxa en 2010, 40 en 2011, 37 en 2013, 35 en 2014 y 39 en

2015), con una densidad total de 1440 ind·m-2 (1125 ind·m-2 en 2010, 1375

ind·m-2 en 2011, 950 ind·m-2 en 2013, 1025 en 2014 y 2460 ind·m-2 en 2015).

Esta densidad corresponde al valor más bajo obtenido entre todas las

estaciones en la campaña de 2016. La diversidad y la equitabilidad en 2016

son moderadamente altas (3,84 bit·ind-1 y 0,74, respectivamente), similares a

los valores obtenidos desde 2011. Con todo, a partir de 2011, todos estos

parámetros estructurales pueden considerarse bastante estables.

La composición faunística de las especies dominantes ha sido muy similar

en las seis campañas, siendo las dominantes en 2016 los anélidos Polycirrus

sp. (375 ind·m-2), el molusco bivalvo Corbula gibba (240 ind·m-2) y el anélido

Pseudopolydora paucibranchiata (155 ind·m-2).



Muchas de las especies identificadas en SED_AXPE se encuentran entre

las características de la comunidad de Abra alba (BORJA et al., 2004b);

además, la presencia de especies indicadoras de contaminación podría reflejar

un estado alterado de dicha comunidad. Teniendo en cuenta los rangos

propuestos por BORJA et al. (2004b) para este tipo de comunidad, la riqueza

específica se encuentra dentro de dicho rango, mientras que la densidad

presenta un valor ligeramente inferior y la diversidad un valor ligeramente

superior.

De nuevo, es importante recalcar que, debido a que esta estación se

encuentra en el interior de una dársena cerrada, la hidrodinámica se encuentra

alterada y el tiempo de residencia es mayor en la zona. Esto provoca una

mayor estabilidad en la masa de agua y, a su vez, favorece ciertos procesos

que podrían ser perjudiciales para las comunidades que se asientan en el

canal, como la sedimentación de material fino (y contaminantes adsorbidos), el

consumo de oxígeno, etc.

La dársena de la Benedicta (SED_BENEDICTA) es también otra de las

estaciones incorporadas en la campaña de 2010. Aquí también, debido a que

esta estación se encuentra en el interior de una dársena cerrada, deben

tenerse en cuenta los condicionantes hidrodinámicos. Sin embargo, el dique de

esta dársena presenta alguna abertura en la parte central que permite un

intercambio de agua con el canal principal de la ría, mayor que en el resto de

las dársenas. Este hecho contribuye a la presencia de mayor riqueza en

comparación con el resto de las dársenas analizadas: 65 taxa identificados (63

taxa en 2010, 54 en 2011, 65 en 2013, 88 en 2014 y 79 en 2015), que

alcanzaron una densidad de 5285 ind·m-2 (4880 ind·m-2 en 2010, 2525 ind·m-2

en 2011, 4525 ind·m-2 en 2013, 7105 ind·m-2 en 2014 y 14885 ind·m-2 en

2015). Frente a estos valores moderados-altos, en 2016 la diversidad ha sido

alta (4,15 bit·ind-1) mientras que la equitabilidad ha sido moderada (0,69).

Como resultado de la variabilidad mostrada por el número de taxones y la

densidad de cada taxón, la diversidad también muestra altibajos,

especialmente en los últimos tres años.



En cuanto a las especies dominantes, llama la atención la desaparición

de oligoquetos (en 2015 había una densidad de 8180 ind·m-2, que

correspondía al 55% de la densidad total, mientras que en 2016 no se ha

observado ningún ejemplar). La presente campaña de 2016 las especies

principales han sido: Mediomastus fragilis (1070 ind·m-2), Grandidierella

japonica (685 ind·m-2), Polycirrus sp. (640 ind·m-2), Notomastus latericeus

(530 ind·m-2), Lagis koreni (345 ind·m-2), Corbula gibba (375 ind·m-2) y

Phoronis sp. (210 ind·m-2).

Muchas de las especies identificadas en SED_BENEDICTA se encuentran

entre las características de la comunidad de Abra alba (BORJA et al., 2004b).

Además, la población podría considerarse rica, ya que supera claramente y en

todos los casos (riqueza específica, densidad y diversidad) los rangos

propuestos por BORJA et al. (2004b) para este tipo de comunidad.

En el Puente de Bizkaia (estación SED0101), que viene

muestreándose desde el año 1989, los phyla dominantes en abundancia han

ido variando a lo largo del seguimiento. Así, los anélidos fueron perdiendo

importancia entre 1997 y 1999, pasando de representar el 88% de la

densidad total de la estación al 44%, siendo desplazados por los moluscos,

que englobaban el 53% de los efectivos de la estación. En 2000, se volvió a

una situación similar a la de 1997 (el 85% de los efectivos eran anélidos),

volviendo a observarse una nueva tendencia en la que los anélidos fueron

perdiendo importancia hasta representar el 27% de los efectivos de la

comunidad en 2005, año en que una vez más fueron superados por los

moluscos (60% de los efectivos).

En 2006, se repitió la situación de 1997 y de 2000, con un 76% de

anélidos. En 2007 de nuevo los anélidos volvieron a reducir su abundancia

relativa a un 42%, aunque siguieron dominando (artrópodos 31% y moluscos

17%), manteniendo su dominancia en 2008 (48% de los efectivos fueron

anélidos, frente al 36% de moluscos).

En la campaña de 2009 la dominancia de los anélidos volvió a ser más

evidente (61%) y en 2010 se observó una situación similar a la de 2008

(49% de anélidos), aunque invirtiéndose las dominancias de moluscos y

artrópodos (33% y 9%, respectivamente).



En la campaña de 2011, en el Puente de Bizkaia (estación SED0101), los

anélidos y moluscos codominaron (36% de los efectivos), seguidos por los

artrópodos (21%). En 2012 la dominancia de los anélidos volvió a ser

evidente (78%).

En 2013 se observó una situación similar a la de 2010, ya que los

anélidos eran dominantes, pero con un valor inferior (46%), seguidos por

moluscos (29%) y artrópodos (19%). Esta situación prácticamente se repitió

en 2014 (48% anélidos, 28% moluscos y 20% artrópodos).

En 2015 los anélidos mantuvieron su dominancia (46%), pero los

artrópodos crustáceos mostraron un aumento (45%) a costa de los moluscos

(3%) que presentaron aún menos efectivos que los nematodos (5%).

En la campaña de 2016 se observó un cambio drástico, con absoluta

dominancia de anélidos (92%) como consecuencia de una elevada presencia

de Capitella capitata (78% de la densidad total), seguido por artrópodos

(4%), nematodos (3%) y la presencia anecdótica de moluscos (1%).

En términos de densidad (o abundancia) la estación SED0101 presentó

al inicio del estudio de seguimiento (1990-1992) algunos altibajos y, tras una

cierta estabilización con una densidad de 5000-6000 ind·m-2, aumentó en

1997, para caer de nuevo a partir de 1998 (Figura 8.4). Si bien parecía que

trataba de estabilizarse en torno a 2000-4000 ind·m-2, se observó una

disminución gradual de la densidad entre 2001 y 2006 (de 1930 ind·m-2 a

unos 1000 ind·m-2) que podría interpretarse como positivo por tratarse de

valores de densidad más ajustados a un ambiente estuárico poco alterado

que los 4000 ind·m-2 antes mencionados (probablemente achacables a

explosiones poblacionales de especies oportunistas). Sin embargo, aún se

venían detectando valores “anómalos” de densidad, como los 2615 ind·m-2 de

2004 o los 225 ind·m-2 de 2005. En las campañas posteriores se observó de

nuevo un incremento (1975 ind·m-2 en 2007, 1855 ind·m-2 en 2008, 2730

ind·m-2 en 2009 y 9015 ind·m-2 en 2010. Aunque en 2011 (3240 ind·m-2) se

redujo hasta un valor intermedio, en la campaña de 2012 se detectó un

nuevo incremento a 6570 ind·m-2, que se repitió en la campaña de 2013

(9700 ind·m-2), manteniéndose en valores cercanos en 2014 (8625 ind·m-2).

Sin embargo, tras un nuevo descenso en 2015 (4505 ind·m-2), en la campaña

de 2016 se ha alcanzado el valor más elevado de la serie (57 765 ind·m-2).



En Puente de Bizkaia (estación SED0101), el número de taxa ha

mostrado una tendencia creciente desde el año 1989 hasta 1996 (en el que

se alcanzan 43 taxa), bajando en 1997 (a 32 taxa) y en 1998 (a 25 taxa), y

subiendo progresivamente desde entonces hasta presentar 67 taxa en 2001.

En 2002 se dio un nuevo retroceso y el número de taxa se redujo a 40, para

seguir disminuyendo en 2003 a 26 taxa. En 2004 se produjo un nuevo

aumento, alcanzándose un segundo máximo para la serie hasta entonces (62

taxa), para luego disminuir de nuevo a 18 taxa en 2005. En la campaña de

2006 se dio un nuevo aumento que llevó a la riqueza a valores moderados

(30 taxa), intermedios respecto a los máximos y mínimos que se habían

detectado a lo largo del seguimiento. En la campaña de 2007, se detectó un

nuevo incremento a 56 taxa, valor que se mantuvo en la campaña de 2008 y

aumentó ligeramente en 2009 (60 taxa). Sin embargo, en la campaña de

2010 se observó un nuevo descenso (43 taxa) por debajo incluso del valor de

riqueza estimado para 2007. Desde el informe correspondiente a la campaña

de 2007 se venía indicando que habría que seguir vigilando la estación para

comprobar si los valores de riqueza se equilibraban en valores próximos a 30-

40 taxa o si, por el contrario, la tendencia era a alcanzar la estabilidad con

riquezas superiores a 50 taxa. Los valores registrados en campañas

posteriores (83 taxa en 2011, 85 en 2012 y 90 taxa en 2013), en las que se

alcanzaron tres máximos consecutivos, parecía indicar que, en todo caso, el

nuevo equilibrio se alcanzaría en valores muy superiores a los 30-40 taxa o

incluso a los 50 taxa. Sin embargo, en la campaña de 2014 se produjo un

fuerte descenso de la riqueza (46 taxa) que se ha mantenido en la pasada

campaña de 2015 (48 taxa) y en la presente de 2016 (42 taxa).

Algo similar sucede con la diversidad, que pasó de estar los primeros

años alrededor de 2 bit·ind-1, hasta casi 4 bit·ind-1 en 1996; tras caer a 3

bit·ind-1 en 1997-1998, luego fue subiendo progresivamente hasta alcanzar su

máximo en 2001 (4,32 bit·ind-1). A pesar de que en 2002 y 2003 se redujo a

3,98 bit·ind-1 y 2,75 bit·ind-1, respectivamente, al igual que con la riqueza, en

2004 se produjo un aumento espectacular (4,89 bit·ind-1). En 2005 se

produjo un nuevo descenso, aunque se estimó un valor intermedio respecto a

los del resto de la serie (3,52 bit·ind-1), que se mantuvo en la campaña de

2006 (3,67 bit·ind-1). En 2007 volvió a detectarse un nuevo incremento a

4,50 bit·ind-1, que se mantuvo en las campañas de 2008 (4,44 bit·ind-1) y

2009 (4,32 bit·ind-1). Sin embargo, tal y como ocurre con la riqueza, en 2010

se produjo una caída del valor de diversidad a 3,10 bit·ind-1, con una nueva

recuperación en la campaña de 2011 a 4,86 bit·ind-1. A partir de ahí, los



valores de diversidad han ido descendiendo de manera progresiva (4,49

bit·ind-1 en 2012, 3,40 bit·ind-1 en 2013 y 2,45 bit·ind-1 en 2014), con una

ligera recuperación en 2015 (2,98 bit·ind-1) hasta alcanzar el valor más bajo

de la serie en 2016 (1,24 bit·ind-1). Es posible que los altos valores de algunos

de los años puedan ser explicados por una ligera alteración que permita la

presencia de algunas especies oportunistas junto con otras más típicas de

estuario, aumentando los valores de densidad, riqueza y diversidad por

encima de lo normal según el modelo de PEARSON y ROSENBERG (1978). En

este sentido hay que mencionar que esta estación ha presentado elevados

valares de NOT durante los últimos cuatro años, y especialmente en 2016

donde se ha registrado el valor, hasta el momento, claramente más elevado

(2700 mg NOT kg-1) lo cual puede indicar la presencia de contaminación

orgánica.

Por especies, en Puente de Bizkaia (estación SED0101), la dominancia

ha ido variando en los últimos años: tanto en 2010 como en 2011 destacaron

las almejas del género Venerupis (2390 ind·m-2 y 745 ind·m-2,

respectivamente); en la campaña de 2012 dominó el anélido Prionospio

multibranchiata con 1460 ind·m-2 (un 22% de la densidad total); y en la

campaña de 2013 la especie dominante fue el crustáceo anfípodo

Monocorophium acherusicum con una densidad de 4695 ind·m-2, que

correspondía al 48% de la densidad total. En 2014 cambió considerablemente

la situación y los taxa dominantes hasta la fecha fueron desplazados por

oligoquetos (3930 ind·m-2, que representaban al 46% de los efectivos), el

anélido Sternaspis scutata (2605 ind·m-2, 30% de los efectivos) y nematodos

(620 ind·m-2, 7% de los efectivos).

En 2015, se observó de nuevo un ligero cambio con reaparición del

crustáceo Monocorophium acherusicum (1880 ind·m-2, 42%), seguido de

anélidos oligoquetos (945 ind·m-2, 21%) y Capitella capitata (465 ind·m-2,

10%). En la campaña actual de 2016 las especies dominantes fueron las

mismas, pero con distinto orden y densidades: Capitella capitata (45 305

ind·m-2, 78%), oligoquetos (7060 ind·m-2, 12%), Monocorophium

acherusicum (1920 ind·m-2, 3%) y nematodos (1620 ind·m-2, 3%).



En Puente de Bizkaia (estación SED0101) se encuentran especies

características tanto de la comunidad de Abra alba como de Scrobicularia

plana-Cerastoderma edule (BORJA et al., 2004b). Sin embargo, la nota

destacable es la elevada abundancia de especies indicadoras de contaminación,

lo cual refleja el estado alterado de esta zona. Hay que mencionar la ejecución

de un dragado en dicha zona en diciembre de 2015 que ha podido contribuir a

esta alteración. Pero también debe recordarse que las distintas composiciones

sedimentológicas y faunísticas halladas en las distintas campañas pueden ser

consecuencia de que se trata de una zona con gran heterogeneidad espacial.

En definitiva, en la presente campaña de 2016, el valor de densidad ha

superado con creces los rangos propuestos por BORJA et al. (2004b) para las

mencionadas comunidades; sin embargo, la diversidad se ha encontrado

dentro del rango, y la riqueza específica es ligeramente superior.

En resumen, en informes de años anteriores (BORJA et al., 1996a,

2000b; FRANCO et al., 1998-2013; REVILLA et al., 2014a, 2015, 2016) se

decía que, a partir de la campaña de 1995, parecía haber una tendencia a

colonizar el interior del estuario. Esta hipótesis se iba confirmando campaña a

campaña con saltos cualitativos en 1999 (en la estación SED006R aparecen

especies pertenecientes a la comunidad Scrobicularia plana-Cerastoderma

edule, habitual en el interior de los estuarios de la costa vasca, e incluso de

Abra alba) y, sobre todo, en 2004 (se encontraron animales bentónicos vivos

en la estación SED08BR). A pesar de que la campaña de 2005 parecía haber

sido más bien negativa respecto a la tendencia general, se mantuvo la

hipótesis de partida, debido a que, como ya se ha mencionado anteriormente,

en un proceso de recolonización como el que se describe se esperan tanto

avances, en respuesta a actuaciones de mejora, como retrocesos, en

respuesta a épocas desfavorables (p.ej., caída de oxígeno disuelto en época

estival). En este sentido, en las campañas de 2006-2008 parecía detectarse

una ligera mejoría respecto a 2005, por lo que existían elementos de juicio

para afirmar que se está en el camino de la recuperación del interior del

estuario, aunque la recuperación total pudiese tardar aún cierto tiempo

(BORJA et al., 2006). En las últimas ocho campañas (2009-2016), los

resultados confirman lo dicho en los últimos informes.



8.4.2.2. Evolución del bentos con el índice AMBI

En la Figura 8.5 se puede observar la evolución del índice biótico AMBI

en cada estación de la que se dispone de una serie más o menos larga (al

menos 13 años) y que se ha muestreado en la presente campaña de 2016,

en función de cada uno de los grupos ecológicos. El valor de AMBI del límite

entre la alteración ligera y la alteración moderada corresponde a 3,3.

En la presente campaña de 2016, en la estación SED08BR dominaron los

oportunistas de primer orden, adscritos al grupo ecológico (GE) V (53%), con

un 27% de oportunistas de segundo orden (GE IV) y 17% de tolerantes (GE

III) (Figura 8.5). Esto hace que el valor promedio de AMBI para la estación

sea 4,9, prácticamente igual que en la pasada campaña de 2015 (4,8), en

que también dominaron las especies adscritas al GE V (pero con un mayor

porcentaje). En el último año se ha visto una disminución de especies de los

GE V y GE III, a cambio de un aumento del GE IV. Además, se han

identificado 17 taxa diferentes (4 más que en 2015) y una densidad total de

12 620 ind·m-2. Este resultado, acompañado por la relevante presencia (31%

de la densidad) del anélido poliqueto Capitella capitata, hace que la

calificación de la estación sea de alteración moderada.



En la estación SED006R se observó una mejora sustancial de la calidad

a partir de 1996, tras el cierre de AHV, pasando el valor de AMBI de 7

(ausencia de fauna) a valores entre 3 y 6 (alteración ligera a fuerte, con

presencia de una comunidad desequilibrada a fuertemente alterada) y

detectándose un aumento de los GEs III y IV. A pesar de que en 2000 se

volvió a un valor de 7, por ausencia de fauna, a partir de dicha campaña

siempre se ha identificado alguna especie bentónica y, a partir de 2002, ha

dominado el GE III (salvo en 2007 y 2008, en las que le supera el GE IV)

permitiendo una mayor estabilidad de AMBI en torno a valores que indican

alteración ligera o moderada (AMBI=3,0-3,9). En 2009 y 2010 volvió a

mejorar la situación con una cada vez mayor dominancia de especies

tolerantes (GE III) y bajando ligeramente el AMBI, reflejando una situación

de ligera alteración. Sin embargo, en 2011 dominó de nuevo el GE IV y el

valor de AMBI aumentó a 3,7 (alteración moderada). En cambio, en las dos

siguientes campañas (2012 y 2013), aunque se mantuvo la dominancia del

GE IV, el aumento de especies adscritas a los GE I y II, dio lugar a un

decremento de AMBI a 3,1 y a 2,9, respectivamente, correspondientes a

alteración ligera. En 2014 las especies del GE IV recuperaron importancia y el

AMBI aumentó hasta 3,9, reflejando de nuevo (como en 2011) una situación

de alteración moderada, que se mantuvo en la campaña de 2015 (AMBI=3,9)

con dominancia de especies del GE IV (58%). En 2016, aunque el GE IV

(52%) sigue siendo el grupo dominante, ha disminuido su dominancia, junto

con la del GE V, con respecto al año precedente, a la vez que ha aumentado

la del GE III (Figura 8.5). Como resultado, el valor de AMBI (3,5) ha

descendido ligeramente, pero su situación se mantiene como alteración

moderada.



Figura 8.5. Evolución temporal de los valores del AMBI y del porcentaje de cada uno

de los grupos ecológicos en las estaciones del estuario del Nervión. Se muestran sólo

aquellas estaciones de las que se dispone de una serie más o menos larga y que se

han muestreado en la presente campaña de 2016.



La estación SED004R, ha presentado un cambio con respecto a 2015, ya

que de una alteración moderada (AMBI=3,6) ha pasado de nuevo a una

alteración ligera (AMBI=3,2) en 2016, con los tolerantes (GE III, 46%)

como grupo dominante seguido de los oportunistas de segundo orden (GE IV,

27%). Así, con el descenso del valor AMBI, sigue en cierta medida la

evolución favorable que se observó en estos valores en 2015 (REVILLA et al.,

2016). Concretamente, en el año 2016 se observa, con respecto a 2015, un

descenso de la dominancia del GE IV y aumento del GE III (Figura 8.5).

La estación SED0101 alcanzó el valor máximo de AMBI (5,4) en 1991,

indicando que la alteración aquel año era fuerte y la comunidad mostraba una

transición hacia alteración muy fuerte. A partir de entonces se fue

produciendo un descenso con altibajos hasta el valor mínimo de AMBI de 2,1

(alteración ligera; comunidad desequilibrada) observado en 2011. Esta

mejora a medio plazo se debió a la aparición de especies adscritas a los GEs I

y II a costa de especies tolerantes (GE III). Sin embargo, aún se observan

episodios puntuales en los que se incrementa la abundancia relativa de

especies oportunistas (GEs IV y V), como se puede apreciar en las campañas

de 1995, 1997, 2000, 2001, 2003, 2008 y 2009. Tras reflejar una situación

de ligera alteración durante las campañas 2010-2013 (AMBI 2,1-3,0), incluido

el dominio del GE I (especies sensibles a la alteración) en el año 2011, en la

campaña de 2014 se observó un cambio drástico donde el GE V dominaba

claramente (76%), obteniéndose un valor de AMBI de 5,2 (alteración fuerte).

Sin embargo, en 2015 las especies tolerantes del GE III volvieron a tener

relevancia (52%) mientras que las del GE V descendieron (31%), con lo que

el AMBI (3,8) reflejó una situación de alteración moderada. Pero en 2016 ha

vuelto a empeorar la situación, ya que el 91% de los ejemplares pertenecen a

oportunistas de primer orden (GE V), y solamente el 8% a las tolerantes (GE

III) (Figura 8.5). Como consecuencia de ello, el valor de AMBI (5,6) ha

alcanzado el valor más alto de la serie, correspondiendo a una situación de

alteración fuerte. Es destacable la elevada presencia del anélido poliqueto

Capitella capitata, que representa el 78% de la densidad total de esta

estación. Esta situación faunística puede estar relacionada con una elevada

carga orgánica del sedimento que se ve reflejada en los altos valores de NOT

registrada en los últimos cuatro años, y especialmente en 2016, cuando se ha

duplicado (2700 mg NOT kg-1) con respecto al año anterior.



En cuanto a las estaciones incorporadas en 2010 y 2013 (SED_PORTU,

SED_GALINDO, SED_AXPE y SED_BENEDICTA), en la campaña de 2016 las

tres primeras presentaron una situación de alteración moderada y la cuarta

alteración ligera, con valores de AMBI de 3,5, 4,5, 3,7 y 3,2,

respectivamente.

En SED_PORTU dominaron las especies tolerantes (GE III: 69%),

seguidas de oportunistas de segundo (GE IV) y primer orden (V) (18% y

11%, respectivamente) (Figura 8.6). En comparación con la campaña previa,

el valor de AMBI descendió ligeramente (de 3,7 a 3,5). A pesar de que la

dominancia de las especies tolerantes haya aumentado y el porcentaje de

oportunistas de primer orden haya descendido, las especies sensibles también

han descendido, dando lugar a un resultado global de ligera mejoría.

En SED_GALINDO dominaron los tolerantes (GE III, 71%) seguidos por

oportunistas de primer orden (GE V, 29%) (Figura 8.6). En esta estación, con

respecto al año anterior, a pesar que los porcentajes de los grupos ecológicos

principales hayan variado, el valor de AMBI apenas ha variado (de 4,7 a 4,5).

En SED_AXPE dominaron, al igual que en 2015, los oportunistas de

segundo orden (GE IV, 66%), seguidos de tolerantes (GE III, 23%) e

indiferentes (GE II, 11%) (Figura 8.6). En esta estación los cambios

porcentuales entre los grupos ecológicos no han sido de mucha magnitud y se

han compensado entre ellos, por lo que se mantiene la misma situación que

el año pasado, repitiéndose el valor de 3,7 para AMBI.

En SED_BENEDICTA dominaron los oportunistas de primer orden (62%),

y hubo un cambio importante con respecto a la pasada campaña:

prácticamente desaparecen los oportunistas de primer orden (GE V) que eran

los dominantes en 2015, y aumentan el resto de grupos. Como resultado,

pasan a dominar los tolerantes (GE III, 51%), seguidos de los oportunistas de

segundo orden (GE IV, 33%) (Figura 8.6). Con esto, se evidencia una clara

mejoría hacia una situación de alteración ligera (el AMBI pasa de 4,9 a 3,2).

En cualquier caso, en relación a estas cuatro últimas estaciones, es

importante señalar que la serie de datos es aún muy corta como para extraer

conclusiones definitivas sobre su evolución.



Figura 8.6. Evolución temporal de los valores del AMBI y del porcentaje de cada uno

de los grupos ecológicos en las estaciones “nuevas” del estuario del Nervión: Portu,

Galindo, Axpe y Benedicta.




- La distribución espacial de los parámetros estructurales de las comunidades

bentónicas en el estuario del Nervión indican, a grandes rasgos, una situación

que puede explicarse por la presencia de dos gradientes superpuestos. Por un

lado, una mayor riqueza taxonómica y diversidad, en general, hacia la zona

exterior. Por otro lado, una mayor riqueza y diversidad a medida que nos

vamos alejando del punto de vertido de la EDAR de Galindo. A pesar de ello,

en la presente campaña de 2016 ha habido dos excepciones: la estación más

rica y diversa no ha sido la más externa (Puente de Bizkaia, SED0101), sino

justo la anterior (SED_BENEDICTA); y la estación con menor diversidad no ha

sido la más interna (SED08BR), ni la más cercana al punto de vertido

(SED_GALINDO), sino la más externa (SED0101).

- El efecto de estos gradientes también puede explicar la distribución de las

dominancias de los phyla: en las estaciones situadas en la zona interna del

estuario (SED08BR y SED006R) y en la más cercana a la EDAR de Galindo

(SED_GALINDO) hay una menor diversidad específica y una mayor

dominancia de anélidos. También se observa una gran dominancia de

efectivos de anélidos en la estación más externa (SED0101).

- Las elevadas abundancias registradas en la estación exterior (SED0101)

corresponden a la proliferación de dos taxa de anélidos (Capitella capitata y

oligoquetos), típicos de ambientes en condiciones de estrés, y especialmente

la primera que es indicadora de contaminación orgánica. En este sentido, en

esta estación durante los últimos cuatro años se han registrado valores

elevados de NOT, posible indicador de una elevada carga orgánica. Además

del componente orgánico, también han podido contribuir al aumento de estas

especies oportunistas los dragados de diciembre de 2015 y, probablemente

en mayor medida, la gran heterogeneidad espacial observada en la zona.

- En este año 2016 se ha repetido la presencia del artrópodo anfípodo

Grandidierella japonica (de origen japonés). Tras registrarse por primera vez

en la campaña de 2015, también el presente año se ha encontrado en

densidades considerables (5-750 ind·m-2) en todas las estaciones

muestreadas en el estuario del Nervión.



- En cuanto a tendencias temporales de densidad, riqueza específica y

diversidad de cada estación, puede interpretarse que las estaciones más

internas (SED08BR y SED006R) van mejorando progresivamente. La estación

más externa (Puente de Bizkaia, SED0101), tras reflejar una tendencia

positiva, muestra un fuerte cambio, que podría achacarse a un

empeoramiento de la situación que se inicia en 2014 (con una gran caída de

la riqueza específica) y su agudización en 2016 (mínimo valor de diversidad),

o a la heterogeneidad espacial de la zona que se ha comentado

anteriormente. Las estaciones intermedias parecen bastante estables, siendo

SED_BENEDICTA la más variable. No obstante, en SED_GALINDO y en las

dársenas de Portu, Axpe y Benedicta aún se dispone de pocos datos (4 ó 6)

como para poder emitir conclusiones sobre su evolución.

- En el eje principal del estuario, en 2016 las especies oportunistas dominan

(en densidad) en todas las estaciones (las de primer orden en SED08BR y

SED0101, y las de segundo orden en SED006R) mientras que las especies

tolerantes lo hacen en la estación intermedia (SED004R), aunque con

importante presencia de oportunistas de segundo orden.

- En base a la aplicación del índice biótico AMBI en el eje principal del

estuario, si bien en el año 2015 todas las estaciones presentaban una

alteración moderada, en 2016 las estaciones SED0BR y SED006R mantienen

alteración moderada, mientras que SED004R pasa a alteración ligera y

SED0101, a alteración fuerte.

- En un contexto temporal amplio, la tendencia observada en los últimos años

se encuentra bastante estabilizada, especialmente en las estaciones SED004R

y SED006R. En la estación del Puente de Bizkaia (SED0101) se repite la

situación de 2014 con un claro empeoramiento, e incluso alcanzando su peor

situación de alteración registrada hasta el momento.

- La estación SED_GALINDO, situada en la confluencia del río Galindo con el

estuario, la más próxima al vertido de la EDAR y, por tanto, la más afectada a

priori por dicho vertido, presenta alteración moderada con una comunidad

bentónica formada casi exclusivamente por especies oportunistas de primer

orden y tolerantes (como viene siendo durante toda la serie de seguimiento).



- En cuanto a las tres dársenas muestreadas en 2016, SED_PORTU y

SED_AXPE presentan alteración moderada y SED_BENEDICTA alteración

ligera. En comparación con las campañas previas (2010-2015), la estación

SED_PORTU presenta un valor de AMBI similar (siempre alteración

moderada), sin observarse tendencia de evolución clara; la estación de

SED_AXPE también presenta un valor de AMBI similar al de campañas

anteriores, pero su situación varía entre alteración moderada y ligera, por

encontrarse próxima al límite de ambas situaciones; la estación situada en la

dársena de Benedicta (SED_BENEDICTA), tras sufrir en 2015 un importante

empeoramiento (en el que se acercó a una situación de alteración fuerte),

vuelve a reflejar una situación de alteración ligera (pero cerca del límite con la

de alteración moderada). No obstante, la serie de datos es aún demasiado

corta como para valorar posibles tendencias temporales.

- La aplicación de un índice biótico permite observar de manera cuantitativa la

mejoría producida a lo largo del tiempo, pasándose en la zona interior del

estuario de una alteración extrema por ausencia de vida a una alteración

moderada, en clara relación con otros parámetros estudiados. En la

actualidad, la alteración es moderada en la parte interior y media, pero con

una clara tendencia de mejoría, al menos en el cauce principal del estuario;

no se debe olvidar que al comienzo del seguimiento la zona interior era

azoica. Por otro lado, el inesperado grado de alteración en la estación

SED0101 (especialmente en los últimos tres años), frente a lo que cabría

esperar en función de su ubicación en el estuario, se encuentra en

consonancia con valores elevados de carga orgánica (registrados en el NOT).

En caso de seguir esta situación de alteración en futuras campañas, se

recomienda tratar de intentar identificar las causas con estudios

complementarios.

9. Comunidades de fauna demersal 219


9. COMUNIDADES DE FAUNA DEMERSAL

Dentro de este capítulo se estudian aquellos organismos (peces e

invertebrados) que viven próximos al fondo y son capturados por la red de

percha que se utiliza para el muestreo. Este arte sólo se utiliza sobre fondos

blandos (arena, fango u hojarasca), aunque es posible la captura ocasional de

algunas especies de roca (mejillón, ostra, gorgonias y ascidias) fijadas a

objetos extraños. No obstante, dichas especies no se tienen en cuenta, ni

tampoco aquellos invertebrados que viven enterrados en el sustrato y son,

por tanto, el objeto del capítulo de comunidades de bentos de fondo blando.


muestras

El 27 de septiembre de 2016 se llevó a cabo una campaña en la cual se

recogieron muestras para la caracterización de la fauna demersal. El

muestreo se realizó mediante arrastre, a bordo de la embarcación

oceanográfica "Ekocean Explorer".

En la Tabla 9.1 se presentan la fecha y las condiciones de marea durante

la campaña.

Se tomaron muestras en cuatro tramos. Los arrastres comenzaron en el

Abra interior (en bajamar). Posteriormente, se muestrearon los tramos de

Lamiako y Olabeaga. Por último, Rontegi (en pleamar). La localización

geográfica de dichos tramos se presenta en la Figura 9.1, y en la Tabla 9.2

aparece también la profundidad. Las Figuras 9.2 a 9.4 corresponden a

distintos momentos de los muestreos de fauna demersal.

Tabla 9.1. Fecha, hora (local) y condiciones mareales durante los muestreos de

fauna demersal en 2016.

FECHA BAJAMAR PLEAMAR MUESTREO

TRAMOS hora altura

(m)

hora altura

(m)

hora fase mareal

27/09/2016 09:07 1,67 15:35 4,04 08:45–16:12

Bajamar-

Subiendo-

Pleamar

Abra interior-

Lamiako-Olabeaga-

Rontegi



N_FD_ABRAINT

N_FD_LAMIAKO

N_FD_RONTEGI

N_FD_OLABEAGA

Figura 9.1. Localización geográfica de los tramos de muestreo de fauna demersal.

Tabla 9.2. Estaciones de fauna demersal muestreadas en 2016. Se indica también la

profundidad, aproximada, de cada una.

ZONA Estación Recorrido Prof. (m)

NERBIOI

EXTERIOR

Abra

interior

De la confluencia de la Ría con el Abra, al faro de

Santurtzi 14,9-14,2

NERBIOI

INTERIOR

Lamiako De la dársena La Benedicta, a Udondo 8,5-7,9

Rontegi Del puente Rontegi, a la desembocadura del

Kadagua 9,6-9,3

Olabeaga De Olabeaga, al puente de Euskalduna 6,7-7,1



Figura 9.2. Puesta a punto final antes de comenzar el arrastre en la zona de Rontegi.

Figura 9.3. Recogida de la red tras el arrastre en la zona de Lamiako.



Figuras 9.4 y 9.5. Separación e identificación de fauna demersal.

Para la obtención de las muestras se utilizó una red de percha de 2,5 m

de anchura y 0,5 m de altura de boca y 5 m de longitud, con malla de 40 mm

y copo de malla de 14 mm, de un metro de longitud. En el siguiente esquema

(Figura 9.6) se muestra el tipo de red empleada en los arrastres.

Figura 9.6. Representación de la red de percha empleada en el muestreo de fauna

demersal en el estuario del Nervión.



En cada lance, la red se arrastraba por el fondo durante diez minutos a

una velocidad media de 2,5 nudos, realizándose tres réplicas en cada

estación. En caso de sospechar un mal funcionamiento de la red se repetía

el lance.


Una vez a bordo se separaban los peces y el resto de los organismos,

identificándose visualmente las especies, contando el número de individuos y

midiendo las tallas extremas. Los peces se introducían en una caja con agua y

anestésico (solución de eugenol) para su posterior manipulación (medida del

tamaño y toma de fotografía) para posteriormente, ser introducidos en un

cubo de agua hasta eliminar el efecto del anestésico, y ser devueltos al

medio. Los ejemplares no identificados y las quisquillas del género Palaemon

se conservaron en formol para su posterior identificación en laboratorio.

Sólo se contabilizaron los ejemplares vivos, o en buen estado de

conservación, de peces y crustáceos epibentónicos que viven sobre fondos

blandos, descartándose las especies características de sustratos duros, como

el mejillón o la ostra, o aquéllas que aparecen fijas a objetos (ascidias y

actinias). También se descartaron los anélidos, organismos que ya se

consideran en el apartado del bentos blando, y los moluscos, tanto bivalvos

como gasterópodos y cefalópodos (sepias, calamares y pulpos).

Para cada estación se calculó el número total de taxones identificados, el

número total de individuos (media de las réplicas) y el número de taxones y

de individuos de peces y crustáceos. Con estos valores se calculó la densidad

(individuos por hectárea) y el índice de diversidad según la fórmula de

SHANNON-WEAVER citada en el apartado de bentos blando. La superficie de

muestreo se estableció a partir de la anchura de boca del arte utilizado (2,5

m) y la longitud de cada réplica. Esta última se extrapoló a partir de la

representación de los puntos de referencia tomados durante las campañas en

un plano o fotografía de escala conocida (1:5.000, 1:10.000 ó 1:20.000).



9.3. Resultados

Durante los últimos años, el estuario del Ibaizabal muestra un franco

proceso de asentamiento de fauna piscícola en respuesta al desarrollo de su

Plan Integral de Saneamiento. Así, incluso en la parte alta, comienza a ser

habitual la presencia de mubles (Mugiliidae) bajo el puente del Arenal, y

desde el Campo de Volantín se suelen ver carpas (Ciprinus carpio) de gran

tamaño alimentándose del verdín que crece sobre los muros. Sin embargo, el

asentamiento de las especies demersales requiere una estabilidad difícil de

conseguir a corto plazo.

9.3.1. Resultados de la campaña de 2016

En el año 2016 se capturaron 27 taxones de peces y 10 de crustáceos.

En todas las campañas de fauna demersal realizadas hasta la fecha se han

registrado un total de 57 taxones de peces y 34 de crustáceos.

En el muestreo realizado en 2016 no se identificó ningún taxón adicional

a los ya registrados en campañas previas. No obstante, en algunas estaciones

se observaron especies que hasta la fecha solo habían sido capturadas en

otras estaciones (Tabla 9.3).

Tabla 9.3. Especies identificadas en 2016 que amplían su distribución a lo largo del

estuario (este año no ha sido identificada ninguna especie adicional). AI:

N_FD_ABRAINT; L: N_FD_LAMIAKO; R: N_FD_RONTEGI; O: N_FD_OLABEAGA.

Especie Nombre común AI L R O

Sparus aurata Dorada X

Chelidonichthys lucerna Rubio X

Buglossidium luteum Tambor X

Callionymus lyra Primita X

Galathea squamifera Sastrecillo X

En la Figura 9.7 se muestran los taxones capturados en cada uno de los

tramos muestreados en 2016 (N_FD_Abra interior, N_FD_Lamiako,

N_FD_Rontegi y N_FD_Olabeaga).



De todas ellas, un 13% de las especies presentó una distribución global

por todo el estuario y un 22% por toda la masa de agua del Nerbioi interior

(que incluye todas las estaciones excepto el Abra interior). Por el contrario, la

mayor parte de las especies (35%) fueron capturadas de forma aislada.

Figura 9.7. Taxones capturados en cada uno de los tramos muestreados a lo largo

del estuario en 2016. El eje X superior muestra la riqueza de especies en cada

estación. El asterisco expresa que el taxón es un crustáceo. La figura de porcentajes

hace referencia a la distribución espacial de las especies (presentes en los cuatro

tramos del estuario, en la masa de agua del Nerbioi interior, en la parte más interna

del estuario -estaciones de Rontegi y Olabeaga- o capturadas de forma aislada).



Las especies residentes (aquellas que pasan la mayor parte de su vida

en el estuario) fueron identificadas tanto a lo largo de todo el estuario, caso

de Gobius niger (chaparrudo) y Pomatoschistus sp. (cabuxino), como en la

parte interna del estuario (Platichthys flesus, platija; Syngnathus acus,

aguja). Los taxones de crustáceos, todos ellos residentes, presentan una

distribución global a lo largo de la masa de agua del Nerbioi Interior

(Lamiako, Rontegi y Olabega). Destaca la escasa presencia de crustáceos en

el Abra interior.

También se detectaron especies alóctonas, como es el caso de Palaemon

macrodactylus1 (quisquilla japonesa) en la parte más interna del estuario

(Olabeaga) y Hemigrapsus takanoi (cangrejo japonés) en Lamiako. En ambos

casos, se supone que el origen de su presencia en el estuario se debe a las

aguas de lastre de los buques.

En cuanto a los peces planos, aparecieron especies a lo largo de todo el

estuario (Solea solea, lenguado común; S. senegalensis, lenguado

senegalés), en la masa de agua del Nerbioi interior (platija) y de forma

aislada, como es caso de Dicologlossa cuneata (acedía) y Arnoglossus laterna

(soldado). La presencia de especies de peces planos disminuyó hacia el

interior del estuario.

En cuanto a la composición trófica, fue más destacada la presencia de

especies omnívoras (aquellas con una dieta muy variada, y que mejor se

adaptan ante los cambios ecológicos en el medio), frente a la de piscívoras

(grandes depredadores del estuario, especies más sensibles ante cambios

ecológicos). Entre los omnívoros, se incluyen los crustáceos, así como

taxones de peces como Boops boops (boga) y Diplodus sargus (sargos),

entre otros. En el segundo grupo destacan Dentex dentex (dentón),

Dicentrarchus labrax (lubina), etc.

1 Las quisquillas del género Palaemon (P. elegans, P. serratus, P. longirostris y P.

macrodactylus) han de ser identificadas en laboratorio debido al gran parecido entre ellas (no pueden ser identificadas a visu durante el muestreo).



Por otro lado, hay que señalar que debido al elevado parecido

morfológico entre las especies pertenecientes al género Pomatoschistus, la

diferenciación visual de especímenes resulta a menudo complicada. A fin de

comprobar si la identificación visual realizada había sido correcta o no, en

2014 se decidió llevar a cabo una prueba genética (datos sin publicar). Como

resultado, se concluyó que: (1) en el estuario se hallan presentes varias

especies del género Pomatoschistus; (2) convendría contar con la posibilidad

de llevar a cabo un análisis genético de los efectivos de pequeño tamaño y de

aquellos catalogados visualmente como no identificados, ya que en muchos

casos la identificación visual no había sido correcta.

En la Figura 9.8 se representan las principales variables estructurales de

la comunidad en la campaña de 2016: riqueza taxonómica y abundancia

(para el total, así como para los crustáceos y para los peces), e índice de

diversidad (para la comunidad total y para los peces).

En cuanto a los crustáceos, hay que destacar que en el Abra interior se

detectó sólo un taxón (Maja squinado, centollo). Los valores más altos de

riqueza se encontraron en Rontegi y Lamiako. La abundancia no presentó

grandes diferencias a lo largo de la masa de agua de Nerbioi interior, aunque

Olabeaga destacó por la presencia masiva de Crangon crangon (quisquilla

común).

Figura 9.8. Distribución espacial a lo largo de las estaciones de muestreo en 2016:

a) riqueza de peces y riqueza de crustáceos (nº especies); b) abundancia de peces y

crustáceos (nº individuos); c) valores del índice de diversidad (nº ind·bit-1). AI:

N_FD_Abraint; L: N_FD_Lamiako; R: N_FD_Rontegi; O: N_FD_Olabeaga



En cuanto a los peces, la riqueza taxonómica en 2016 varío entre 12 y

20, aumentando hacia el exterior del estuario (Figura 9.8, a). Sin embargo, la

estación más interior (Olabeaga) destacó por el número de efectivos, debido

a la presencia masiva de Gobius niger (chaparrudo) y Pomatoschistus sp.

(cabuxino). Lamiako presentó el máximo índice de diversidad, pero albergó la

menor abundancia de peces. Una de las posibles razones es que, debido a

consideraciones logísticas, esta zona se suele muestrear en bajamar y los

peces tienden a entrar en los estuarios a la vez que sube la marea.

El análisis conjunto de la comunidad de peces y crustáceos muestra que

Lamiako fue la zona que presentó mayor diversidad, mientras que el Abra

interior el valor más bajo (Figura 9.8, c).

Por último, teniendo en cuenta de nuevo toda la fauna demersal, Abra

interior, Lamiako y Rontegi presentaron una riqueza taxonómica similar y

relativamente alta, mientras que en Olabeaga se observaron los valores más

bajos (Figura 9.8, a). Sin embargo, la comunidad con mayor número de

efectivos correspondió a Olabeaga y la de menor abundancia al Abra interior

(Figura 9.8, b).

9.3.2. Evolución histórica

El desarrollo del Plan de Saneamiento de la Comarca del Gran Bilbao ha

ido produciendo una mejoría en todo el ecosistema del estuario del Nervión,

siendo la recuperación de las comunidades de peces demersales y crustáceos

epibentónicos un claro reflejo de ello.

En la Figura 9.9 quedan patentes las tendencias positivas en la evolución

de riqueza de especies y diversidad, durante más de veinticinco años de

seguimiento. La riqueza de peces registrada en 2016 confirma una evolución

favorable a lo largo del estuario, con máximos en la mayoría de las

estaciones.

En cuanto a la presencia de taxones de crustáceos, en 2016 continua la

tendencia negativa observada en años recientes en Olabeaga, mientras que

en Rontegi y en Lamiako se recupera, siendo esta recuperación mínima en el

Abra interior, estación en la que solamente se detectó un único taxón.



Figura 9.9. Evolución de la riqueza taxonómica, abundancia y diversidad de fauna

demersal entre 1989 y 2016 en los diferentes tramos del estuario.

En cuanto a la diversidad en peces, las gráficas reflejan una tendencia

general positiva en todas las estaciones, alcanzando valores máximos

durante la última década. Los últimos años se percibe una tendencia al

equilibrio en el Nerbioi interior.



La Figura 9.9 sugiere que los empeoramientos puntuales detectados a lo

largo de la serie de datos (comunidad, peces y crustáceos) coinciden con

años de actuaciones como la construcción del puerto exterior y el puerto

deportivo; tales actuaciones podrían haber generado un impacto significativo

en la fauna demersal, que también podría verse afectada por dragados en el

estuario y por la resuspensión de sedimentos originada por algunas

embarcaciones (p.ej. remolcadores).

Conviene tener presente que el muestreo se realiza durante el otoño,

cuando se produce el reclutamiento de numerosas especies en la ría, que son

atraídas por las descargas fluviales asociadas al incremento de precipitaciones

característico de dicha estación.

En cuanto a la continuidad de la presencia de taxones a lo largo de toda

la serie histórica (entre 1989 y 2016), se debe señalar que ningún taxón ha

sido detectado de forma continua en ninguna de las estaciones. Es más, a

excepción de unas pocas especies, la mayoría de ellas han sido identificadas

ocasionalmente.

La Figura 9.10 hace referencia a dicha continuidad, relacionando la

presencia de especies detectadas en cada una de las estaciones muestreadas

entre 1989 y 2016 (valor porcentual) respecto a la frecuencia de aparición,

entendiendo esta frecuencia de aparición como anecdótica (A, <10% de las

ocasiones), ocasional (O, 10 - <25%), escasa (E, 25 - <50%), notable (N, 50

- <75%), significativa (S, 75 - <100%) o continua (C, 100%).



Figura 9.10. Porcentaje de peces y crustáceos presentes en los muestreos realizados

entre 1989 y 2016. El eje X se refiere a la presencia: anecdótica (A, <10%

ocasiones), ocasional (O, 10 - <25%), escasa (E, 25 - <50%), notable (N, 50 -

<75%), significativa (S, 75 - <100%) o continua (C, 100%).



9.3.2.1 Evolución histórica de la zona de Olabeaga

El análisis de la serie histórica -que incluye 18 años de datos– refleja

que hasta el año 2002 en ninguna de las campañas realizadas en el tramo de

Olabeaga (1993 y 1999) había aparecido fauna demersal.

Tras la puesta en marcha del tratamiento biológico en la EDAR de

Galindo en 2001, fueron observadas por primera vez tres especies de fauna

demersal en 2002: una quisquilla gris y varios individuos de cangrejo verde y

cabuxinos. A partir de dicho año, la presencia de peces y crustáceos en el

tramo de Olabeaga ha sido continua, con un incremento progresivo de la

riqueza año tras año y alcanzando, en el caso de los peces, el valor más alto

de toda la serie de datos en 2015.

Como puede observarse en la Figura 9.11, las especies de peces con

una presencia casi continua a lo largo de la serie histórica son Pomatoschistus

sp. (cabuxino), Gobius niger (chaparrudo), Platichthys flesus (platija) y Solea

solea (lenguado común). En el extremo opuesto (presencia ocasional o

anecdótica) podemos encontrar gran variedad de especies: espáridos (Boops

boops, bogas; Diplodus vulgaris, muxarras; etc.), peces planos (Pleuronectes

platessa, solla; Buglosidium luteum, tambor; etc.), Anguilla anguilla

(anguila), etc.



Figura 9.11. Listado de especies de peces capturados en la zona de Olabeaga entre

1993 y 2016. Los colores indican la frecuencia de captura: azul 75%-100%

ocasiones, verde 50%-75%, lila 25%-50%, azul oscuro 10%-25% y, amarillo <10%.

El eje X superior indica el número de especies identificadas cada año. Las líneas

grises muestran el año del cierre de Altos Hornos de Vizcaya, y el inicio y puesta en

marcha del tratamiento secundario (biológico) en la EDAR de Galindo. En los años

1993 y 1999 las capturas fueron nulas.



A su vez, la Figura 9.12 hace referencia a la evolución de la presencia de

taxones de crustáceos, la frecuencia de aparición de cada una de los taxones

identificados en la serie histórica y a la riqueza específica para cada año

muestreado (1993, 1999 y 2002-2016).

Carcinus maenas (cangrejo verde) y Crangon crangron (quisquilla gris)

son, en el caso de los crustáceos, las especies con una presencia continua a

lo largo de la serie histórica desde 2002. Por el contrario, de forma ocasional

aparece Hemigrapsus takanoi (cangrejo japonés, especie invasora). Las

figuras exponen claramente que la presencia de taxones de crustáceos no es

tan numerosa como la de peces.

Figura 9.12. Listado de especies de crustáceos capturados en la zona de Olabeaga

entre 1993 y 2016. Los colores indican la frecuencia de aparición: azul, 75-100%

ocasiones, verde 50-75%, lila 25-50% y azul oscuro 10-25%. El eje X superior indica

el número de especies identificadas cada año. Las líneas grises muestran el año del

cierre de Altos Hornos de Vizcaya y el inicio y puesta en marcha del tratamiento

secundario (biológico) en la EDAR de Galindo. En los años 1993 y 1999 las capturas

fueron nulas.



En la Figura 9.13 se presentan algunas de las especies de peces típicas

del tramo de Olabeaga.

Figura 9.13. En el sentido de las agujas del reloj: Pomatoschistus sp., Gobius niger,

Platichthys flesus y Solea solea, especies habituales en el tramo de Olabeaga.

9.3.2.2 Evolución histórica de la zona de Rontegi

El análisis de la serie histórica -que en Rontegi incluye 26 años de

datos– refleja que, entre 1991 y 2002 la presencia de fauna demersal era

ocasional. Tras la puesta en marcha del tratamiento biológico en la EDAR de

Galindo en 2001, la presencia de peces y crustáceos en esta zona ha sido

continua, con un incremento progresivo en riqueza año tras año y

alcanzando, en el caso de los crustáceos, el valor más alto de toda la serie en

2014; y en el caso de los peces, en 2013.

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La Figura 9.14 muestra la evolución de la presencia de especies de

peces, su frecuencia de aparición respecto a toda la serie de datos y la

riqueza de especies para cada año muestreado, en la zona de Rontegi, entre

1991 y 2016.

Figura 9.14. Listado de especies de peces capturados en la zona de Rontegi entre

1991 y 2016. Los colores indican la frecuencia de aparición: azul 75-100%, verde 50-

75% ocasiones, lila 25-50%, azul oscuro 10-25% y amarillo <10%. El eje X superior

indica el número de especies identificadas cada año. Las líneas grises muestran el año

del cierre de Altos Hornos de Vizcaya y el inicio y puesta en marcha del tratamiento

secundario (biológico) en la EDAR de Galindo. En los años 1992, 1994, 1995 y 1997

las capturas fueron nulas.



La Figura 9.14 refleja claramente cómo, tras la puesta en marcha del

tratamiento biológico en la EDAR de Galindo, la presencia de especies de

peces aumentó gradualmente en Rontegi, hasta alcanzar un equilibrio en los

últimos años. Ninguna especie se ha presentado de forma continua, siendo

Pomatoschistus spp. (cabuxinos), Anguilla anguilla (anguila) y Gobius niger

(chaparrudo) las que han aparecido en mayor número de ocasiones. La gran

mayoría de especies se han detectado de forma anecdótica u ocasional.

La riqueza de crustáceos también muestra una evolución positiva,

alcanzando los valores más altos en los últimos años (Figura 9.15). Carcinus

maenas (cangrejo verde) y Crangon crangon (quisquilla gris) son las especies

que han aparecido con mayor frecuencia. La mayoría de las especies se han

presentado de forma anecdótica, entre otros Upogebia pusilla (grillo de

fango) y Hemigrapsus takanoi (cangrejo japonés, especie invasora).

Figura 9.15. Especies de crustáceos capturados en la zona de Rontegi entre 1991 y

2016. Los colores indican la frecuencia de aparición: azul, 75%-100% ocasiones,

verde 50-75%, lila 25-50%, azul oscuro 10-25% y amarillo <10%. El eje X superior


del cierre de Altos Hornos de Vizcaya y el inicio y puesta en marcha del tratamiento

secundario (biológico) en la EDAR de Galindo. En los años 1991, 1992, 1995 y 1997

no hubo captura alguna.



En la Figura 9.16 se pueden observar algunas de las especies que suelen

ser recogidas en la zona de Rontegi.

Figura 9.16. En el sentido de las agujas del reloj: Gobius niger (chaparrudo),

Liocarcinus navigator (cangrejo nadador), Carcinus maenas (cangrejo verde) y

Anguilla anguilla (anguila), especies que aparecen con frecuencia en la zona de

Rontegi.

9.3.2.3 Evolución histórica de la zona de Lamiako

El análisis de la serie histórica de Lamiako (que comprende los datos

referidos a 28 muestreos anuales realizados hasta la fecha) refleja que, tanto

el cierre de Altos Hornos de Vizcaya, como el inicio y puesta en marcha del

tratamiento secundario (biológico) en la EDAR de Galindo, generaron un

incremento progresivo de la riqueza de especies hasta alcanzar un equilibrio

los últimos años. En el caso de los peces, la riqueza presentó el valor más alto

de toda la serie de datos en 2015 y 2016 (Figura 9.17).

Cabe señalar que, debido a consideraciones logísticas, la zona de

Lamiako se suele muestrear en bajamar. Esto podría influir en los datos, ya

que los peces tienden a entrar en los estuarios con la marea ascendente. Por

tanto, la riqueza de taxones de peces en esta zona pudiera ser mayor que la

obtenida, de haberse realizado el estudio en otras condiciones de marea.

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Figura 9.17. Listado de especies de peces capturados en la zona de Lamiako entre

1989 y 2016. Los colores indican la frecuencia de aparición: azul 75-100% ocasiones,



del cierre de Altos Hornos de Vizcaya, y el inicio y puesta en marcha del tratamiento

secundario (biológico) en la EDAR de Galindo.



La Figura 9.17 muestra la evolución de la presencia de especies de

peces, la frecuencia de aparición respecto a toda la serie de datos y la riqueza

de especies para cada año, en la zona de Lamiako, entre 1989 y 2016.

Ninguna especie se ha registrado de forma continua a lo largo de la serie

histórica, aunque Pomatoschistus sp. (cabuxino) y Gobius niger (chaparrudo)

se han detectado en la mayoría de las ocasiones. El número de especies que

han aparecido de forma anecdótica y ocasional es también elevado,

incluyendo espáridos (Spondilysoma cantharus, chopa; Diplodus vulgaris,

muxarras; etc.), peces planos (Dicologlossa cuneata, acedía; Buglosidium

luteum, tambor; etc.), Mullus surmulletus (salmonete de roca), etc.

En cuanto a los crustáceos, la Figura 9.18 muestra cual ha sido su

evolución entre 1989 y 2016.

Figura 9.18. Listado de especies de crustáceos capturados en la zona de Lamiako

entre 1989 y 2016. Los colores indican la frecuencia de aparición: azul 75-100%

ocasiones, verde 50-75%, lila 25-50%, azul oscuro 10-25% y amarillo <10%. El eje

X superior indica el número de especies de peces identificado cada año. Las líneas

grises muestran el año del cierre de Altos Hornos de Vizcaya, y el inicio y puesta en

marcha del tratamiento secundario (biológico) en la EDAR de Galindo.



Al igual que en el caso de los peces, ninguna especie de crustáceo se

registra de forma continua a lo largo de la serie histórica de Lamiako (Figura

9.18). Carcinus maenas (cangrejo verde), quisquillas del género Palaemon, y

Crangon crangon (quisquilla gris) son las que aparecen con mayor frecuencia,

seguidas por Macropodia rostrata (cangrejo araña). El número de especies

que han aparecido de forma anecdótica y ocasional es también elevado, p.ej.:

Pilumnus hirtellus (cangrejo peludo), Necora puber (nécora), Hemigrapsus

takanoi (cangrejo japonés) y centollo (Maja squinado).

En la Figura 9.19 se presentan algunas de las especies de peces que se

han observado en las capturas a lo largo de estos años en el tramo de

Lamiako.

Figura 9.19. En el sentido de las agujas del reloj: muxarra, lenguado senegalés,

tambor y dragoncillo moteado, especies recogidas en la zona de Lamiako.

9.3.2.4 Evolución histórica de la zona del Abra Interior

En el Abra interior también se percibe la mejoría de la calidad del agua

generada tras el cierre de Altos Hornos de Vizcaya y la puesta en marcha

del tratamiento biológico en la EDAR de Galindo. La evolución en cuanto a la

riqueza de especies y frecuencia de aparición ha sido positiva, aumentando

de forma gradual hasta alcanzar el equilibrio durante los últimos años

(Figuras 9.20 y 9.21).



Figura 9.20. Listado de especies de peces capturados en la zona del Abra Interior

entre 1989-2016. Los colores indican la frecuencia de aparición: azul 75-100%

ocasiones, verde 50-75%, lila 25-50%, azul oscuro 10-25% y amarillo <10%. El eje

X superior indica el número de especies identificadas cada año. Las líneas grises

muestran el año del cierre de Altos Hornos de Vizcaya, y el inicio y puesta en marcha

del tratamiento secundario (biológico) en la EDAR de Galindo.



Figura 9.21. Especies de crustáceos capturados en la zona del Abra Interior entre

1989-2016. Los colores indican la frecuencia de aparición: azul 75-100% ocasiones,



del cierre de Altos Hornos de Vizcaya, y el inicio y puesta en marcha del tratamiento

biológico en la EDAR de Galindo.



En cuanto a los peces (Figura 9.20), entre 1989 y 2016 ninguna especie

se ha registrado de forma continua, aunque Solea solea (lenguado común),

Pomatoschistus sp. (cabuxino) y Gobius niger (chaparrudo) se han detectado

en la mayoría de las ocasiones. El número de especies que han aparecido de

forma anecdótica y ocasional es elevado, pudiendo encontrarse espáridos

como Spondilysoma cantharus (chopa) y Diplodus vulgaris (muxarras), peces

planos como Dicologlossa cuneata (acedía) y Arnoglossus imperialis, gobios

como Lesueurigobius friesii (gobio de Fries) y Deltentosteus quadrimaculatus

(gobio de cuatro manchas), etc.

Respecto a los crustáceos, tampoco ninguna especie se ha presentado

de forma continua a lo largo de la serie histórica del Abra interior (Figura

9.21). Carcinus maenas (cangrejo verde) es la especie que aparece con

mayor frecuencia, seguida por Pisidia longicornis (porcelanita), Macropodia

rostrata (cangrejo araña) y quisquillas del género Palaemon. El número de

especies que se han registrado de forma anecdótica y ocasional es también

elevado, entre las cuales han sido identificadas Pilumnus hirtellus (cangrejo

peludo), nécora púber (nécora), Munida rugosa (sastrecillo), Inachus

dorsettensis (cangrejo moruno), etc.

En la Figura 9.22 se pueden observar algunas de las especies de peces

que suelen ser recogidas en el Abra interior.

Figura 9.22. En el sentido de las agujas del reloj: salmonete de roca, peludilla y

soldado; y aligote, especies observadas en distintas ocasiones en las capturas de la

zona del Abra interior.

© AZTI

© AZTI

© AZTI




- En todas las campañas realizadas hasta la fecha (desde 1989) se han

registrado un total de 57 especies de peces y 34 de crustáceos. En 2016 no

se identificó ninguna especie adicional a las ya registradas en años

anteriores, por lo que no ha aumentado el listado faunístico. Por otra parte,

Sparus aurata (dorada), Chelidonichthys lucerna (bejel), Buglossidium

luteum (tambor), Callionymus lira (primita) y Galathea squamifera

(sastrecillo) han ampliado su distribución espacial, apareciendo en nuevas

zonas, lo cual refleja la recuperación del estuario y el aumento de su

biodiversidad.

- En el año 2016 se capturaron 27 especies de peces demersales, el valor

más alto de toda la serie histórica (dos más que en 2015). En cuanto a

crustáceos, en 2016 se capturaron 10 especies. La riqueza de peces en 2016

presentó los valores más altos de la serie temporal en la mayoría de las

estaciones. En cuanto a los crustáceos, lo más destacable fue su mínima

presencia en el Abra interior (sólo una especie).

- En un contexto temporal amplio, la tendencia observada en la mayor parte

de las estaciones desde el comienzo del seguimiento es de un claro

incremento del número de taxones de peces, no así en el de crustáceos. La

diversidad de peces, así como la de la comunidad, es también un claro

ejemplo de progresión positiva en todas las estaciones.

- En cuanto a la abundancia, en las estaciones más internas del estuario

(Olabeaga y Rontegi) se aprecia un aumento progresivo en la captura de

peces, mientras que en Lamiako y Abra interior no se percibe ninguna

tendencia clara. Por el contrario, en el caso de los crustáceos, se aprecia una

disminución progresiva de la abundancia en todas las estaciones a excepción

de Olabeaga.

- Debido a limitaciones logísticas, la zona de Lamiako se suele muestrear en

bajamar, momento que en teoría coincide con una menor presencia de

peces (los peces tienden a entrar en los estuarios con la marea ascendente).

Esto hace suponer que, probablemente, la riqueza y abundancia de peces

demersales en esta zona esté subestimada.



- Las mejorías detectadas en las comunidades de fauna demersal a lo largo

de los años se hallan probablemente asociadas al cierre de Altos Hornos de

Vizcaya, a la progresiva entrada en funcionamiento de las distintas fases

del saneamiento y a la reducción generalizada de vertidos contaminantes.

10. Discusión general 247


10. DISCUSIÓN GENERAL

Uno de los objetivos fundamentales de este trabajo es determinar la

evolución que presenta el estuario del Nervión, como sistema capaz de

recuperar y mantener unas comunidades bióticas en su seno, en relación con

la entrada en funcionamiento y desarrollo de los Planes de Saneamiento.

La metodología empleada para ello es la habitual en este tipo de

trabajos y se basa en el muestreo y análisis periódico de diferentes

compartimentos (agua, sedimentos, bentos, etc.) en diversas zonas del

estuario. En este sentido, y como ya se ha comentado en informes anteriores,

el valor de un estudio de este tipo va creciendo a medida que la serie

temporal se va haciendo más larga y se mantiene una cierta periodicidad en

los muestreos. El seguimiento que se viene realizando desde 1989 puede

considerarse adecuado para determinar tendencias temporales, en el caso de

que las hubiera, dada la longitud de las series de datos.

El estudio tanto de las comunidades faunísticas (bentos de fondo duro,

bentos de fondo blando, peces y crustáceos demersales), como de las

características abióticas de los medios en los que viven (sedimentos y agua)

permite establecer las relaciones entre ambos componentes y, en algunos

casos, determinar las causas que pueden estar impidiendo el desarrollo de las

comunidades propias de estos sistemas.

Así, por ejemplo, el oxígeno disuelto es quizás la variable ambiental de

mayor importancia para las comunidades bentónicas en los estuarios y en el

medio costero en general (DÍAZ y ROSENBERG, 1995), por lo que el control

periódico de esta variable resulta de gran interés, siendo una de las

mediciones más habituales en este tipo de estudios (MALLE, 1996). De

hecho, en el caso que nos ocupa el propio Consorcio de Aguas Bilbao Bizkaia

(en adelante, CABB) reconoce la importancia de este parámetro al considerar

como objetivo fundamental del Plan de Saneamiento que las aguas del

estuario alcancen un valor mínimo del 60% de saturación de oxígeno.



Por otro lado, en un seguimiento a largo plazo (varios años o incluso

décadas), basado en muestreos estacionales (aguas y fitoplancton) o anuales

(sedimentos, bentos blando y fauna demersal), deben tenerse en

consideración las características generales y las peculiaridades de cada

sistema. En este sentido, los estuarios se hallan entre los ecosistemas que

mayor variabilidad presentan, al estar sometidos a la influencia de numerosos

factores ambientales que muestran unas dinámicas relativamente complejas

y en algunos casos imprevisibles. Como medios de transición entre las aguas

continentales y el mar, presentan características de ambos medios y algunas

particularidades que les convierten en ecosistemas muy peculiares

(KETCHUM, 1983).

Todo esto debe tenerse muy en cuenta a la hora de interpretar los

resultados, puesto que la alta variabilidad temporal y espacial, que de forma

natural presentan estos ecosistemas, pueden enmascarar posibles

tendencias. Esto es especialmente cierto para el medio acuático, ya que se

trata de un medio altamente dinámico y los resultados obtenidos en un

muestreo se hallan en gran medida condicionados por la amplitud y fase de la

marea, la magnitud de la descarga fluvial, la intensidad y características de

los vertidos al estuario, etc.

A continuación, y teniendo en cuenta las consideraciones que se han

comentado se presenta una discusión de los resultados más importantes

observados en este trabajo.

10.1. Evolución a largo plazo de las condiciones de

oxigenación

En los sistemas estuáricos las condiciones del agua presentan una alta

variabilidad temporal. Así, por ejemplo, en el estuario de Urdaibai variables

como el contenido de oxígeno disuelto, la concentración de clorofila, la

concentración de sólidos en suspensión, etc., muestran una elevada

variabilidad a corta escala temporal, lo cual se relaciona con factores como la

hora del día, la fase mareal y el ciclo quincenal de las mareas -mareas

vivas/mareas muertas- (FRANCO, 1994; RUIZ et al., 1994).



Además, en el estuario de Urdaibai, a lo largo del año se aprecian

variaciones relacionadas con el ciclo anual de insolación y temperatura, si bien

dichos patrones son temporalmente rotos por eventos de altas descargas

fluviales de carácter esporádico (FRANCO, 1994).

Por todo lo anterior, puede resultar difícil determinar tendencias a largo

plazo en las variables relativas a la columna de agua.

En la zona del Abra se ha observado una elevada variabilidad

interanual del oxígeno disuelto, de la concentración de sólidos en suspensión

y de la profundidad de visión del disco de Secchi (p. ej., FRANCO et al.,

2006). Por el contrario, ha sido posible definir patrones estacionales, como

menores porcentajes de saturación de oxígeno en primavera y verano. Esto

último es lo normal en estuarios de latitudes templadas, ya que con la

temperatura se incrementan las tasas de los procesos respiratorios, lo cual se

suele traducir en déficits -a veces muy acusados- de oxígeno en el agua

(KEMP et al., 1992). Del mismo modo, se han detectado en el oxígeno

cambios esporádicos relacionados con factores meteorológicos, siendo

especialmente relevantes las condiciones de riada.

Se debe señalar que, a escala mundial, viene observando un

incremento de la frecuencia de casos de hipoxia severa y anoxia, y esto

afecta tanto a estuarios y fiordos, como a bahías y zonas semiencerradas

(DÍAZ y ROSENBERG, 1995).

En este punto conviene señalar que, si bien el concepto de hipoxia está

relacionado con una situación de marcada deficiencia de oxígeno disuelto, su

límite no está claramente definido. Este punto fue sometido a debate en el

Simposio sobre "Hipoxia en el ambiente acuático", celebrado en La Paz,

México, en enero de 2001. En dicho coloquio quedó de manifiesto que el

límite en la concentración de oxígeno disuelto que marca la hipoxia es

considerado de forma diferente por los distintos autores. La mayoría de ellos,

sin embargo, consideran como límites 2 mg·l-1, ó 2 ml·l-1 (2,8 mg·l-1).



La concentración de oxígeno disuelto a partir de la cual comienza la

mortalidad de la fauna bentónica se puede situar aproximadamente en 1,4

mg·l-1. Por debajo de 0,7 mg·l-1 en muchos sistemas se produce la

desaparición total de fauna bentónica (DÍAZ y ROSENBERG, 1995). Tomando

como referencia estos valores y teniendo en cuenta la salinidad y la

temperatura de las aguas de fondo del estuario del Nervión (35 UPS, y entre

10 y 20C, respectivamente), tales concentraciones equivalen a porcentajes

de saturación entre 15 y 20% para el comienzo de la mortalidad y entre 8 y

19% para mortalidad acusada.

Como ya se ha comentado anteriormente, el objetivo fundamental del

Plan de Saneamiento radica en que las aguas del estuario alcancen

porcentajes de saturación de oxígeno del 60%. Hasta finales de los 90 tal

objetivo no se cumplía ni siquiera en el Abra interior durante una buena parte

del ciclo anual, y especialmente en primavera y en verano.

La situación se volvía mucho más problemática en el canal del estuario

(“La Ría”), donde eran muy frecuentes las situaciones de hipoxia severa (en

el sentido de DÍAZ y ROSENBERG, 1995) en buena parte de su recorrido y a

lo largo de gran parte del año (CABB, 1997-2001). SAIZ SALINAS et al.

(1996) observaron en verano concentraciones inferiores a 3 mg·l-1 desde la

dársena de Axpe hacia el interior, con numerosas situaciones de anoxia en

dicho tramo. Además, y a título comparativo, se debe indicar que en la "Red

de Vigilancia y Control de la Calidad de las Aguas Litorales del País Vasco”,

realizada por el Gobierno Vasco (actualmente por URA), el estuario del

Nervión presentaba, junto con el del Oiartzun, los porcentajes más bajos de

saturación de oxígeno entre los sistemas estuáricos estudiados (BORJA et al.,

1996b, 1997, 1998, 2000b y 2001).

En la década de los 90, entre marzo y noviembre, el contenido de

oxígeno disuelto en las aguas de fondo era inferior al 10% en la zona superior

del estuario, aproximadamente aguas arriba de Deusto (CABB, 1997-2000).

Ésta es, precisamente, la zona donde no se ha detectado fauna en buena

parte de las campañas de muestreo realizadas en la década de los 90, si bien

entre 1997 y 1999 aparecieron algunos organismos.

Del seguimiento a largo plazo de las condiciones del agua en el estuario

se deduce que ha habido una mejoría sustancial en la disponibilidad de

oxígeno (Figura 10.1).



Figura 10.1. Evolución temporal del oxígeno en el estuario del Nervión: porcentajes

de muestras que cada año no superan los porcentajes de saturación del 20% y del

60% (arriba) y porcentajes de saturación medios (medias anuales considerando

conjuntamente los datos de superficie y fondo) en cada estación (abajo).

Así, en la segunda mitad de la década de los 90, el porcentaje de

muestras que incumplía el objetivo básico (al menos 20% de saturación) fue

descendiendo aproximadamente desde un 30%, hasta un 20% del total de

valores medidos en el año. A partir del año 2001, el porcentaje de muestras

que incumplía dicho objetivo fue siempre inferior al 5%. A partir del año 2013

no ha habido ningún caso.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90 91 92 93 94 95 96 97 98 99 00 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16

60%

20%

% M

UESTR

AS

20

30

40

50

60

70

80

90

100

110

120

90 91 92 93 94 95 96 97 98 99 00 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16

ARRIAGA DEUSTO

ZORROZA RONTEGI

AXPE PTE. BIZKAIA

ABRA INT. ABRA EXT.

AÑOS

OXIG

EN

O (%

SATU

RAC

ION

)



Algo parecido sucede con las muestras que están por debajo del

objetivo del CABB del 60% de saturación, ya que entre 1996 y 2002 se

fueron reduciendo desde aproximadamente el 50% hasta el 10-20%. En los

últimos años esta situación sólo se da de manera muy esporádica. En 2016

sucedió en algo menos del 5% del total de muestras, que afectaron a las

zonas de Deusto (RESN07) y Arriaga (RESN08), y casi exclusivamente a las

aguas de fondo.

Estos cambios en los niveles de oxigenación de las aguas del estuario y

en el grado de cumplimiento con el estándar de calidad se relacionan

claramente con las diferentes fases de implementación del Plan de

Saneamiento. Tales fases incluyen tanto el progresivo incremento de la

cobertura del Plan de Saneamiento (es decir, de la población cuyas aguas son

depuradas), como la puesta en marcha de los diferentes procesos de

tratamiento de las aguas en la depuradora de Galindo (Figura 10.2).

Con respecto a la cobertura del Plan de Saneamiento, hasta el año 1994

la población servida era inferior a 200 000 habitantes. A finales de 1995 entró

en servicio el colector del Parque, que incorporó las aguas residuales de gran

parte de la margen izquierda de Bilbao. Posteriormente, en el año 1997 se

conectó el sifón de la Universidad, recogiendo las aguas fecales de Deusto. En

1998 entraron en servicio el interceptor del Gobelas y el colector de Zorroza,

y en 1999 el tramo Universidad-Arenal del interceptor del Nervión-Ibaizabal.

En el año 2000 se interceptaron la práctica totalidad de los vertidos al

estuario en el área metropolitana de Bilbao, con la excepción del barrio de

Olabeaga, lo cual supuso un considerable incremento de la población servida

(Figura 10.2). Posteriormente se fueron recogiendo las aguas residuales de

otras zonas como Asúa, Olabeaga, Udondo-Erandio, Ugarte-Kareaga, etc. En

la actualidad el Plan de Saneamiento da cobertura prácticamente al 100% de

los habitantes de los municipios afectados por el mismo.



0

100.000

200.000

300.000

400.000

500.000

600.000

700.000

800.000

900.000

1.000.000

1990 1992 1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 2012 2014

Entrada en funcionamiento del tratamiento biológico

Po

bla

ció

n s

erv

ida

(h

ab

ita

nte

s)

Figura 10.2. Evolución temporal de la población servida por el Plan de

Saneamiento; es decir, de la población cuyas aguas residuales son depuradas. Se

indica también la fecha aproximada de entrada en funcionamiento del tratamiento

biológico en la depuradora de Galindo.

Este progresivo incremento de la cobertura del Plan de Saneamiento

explica la mejoría experimentada por los niveles de oxigenación en el estuario

hasta el año 2000 (Figura 10.1).

En el año 2001-2002 se puso en marcha en Galindo el sistema de

tratamiento biológico (o secundario), mediado por bacterias, y que supone

una depuración mucho más intensa que el tratamiento físico-químico

(primario). Esto se tradujo en un salto en el nivel de calidad de las aguas en

lo relativo al oxígeno, con un acusado descenso en el porcentaje de muestras

que incumplían el estándar de calidad y/o que representaban situaciones de

hipoxia severa (Figura 10.1). El posterior avance de la cobertura del Plan de

Saneamiento contribuyó a seguir mejorando el grado de oxigenación de las

aguas.



La Figura 10.3 muestra de manera sencilla la evolución, desde 1990

hasta la actualidad, del nivel de oxigenación de las aguas y del cumplimiento

del objetivo del Plan de Saneamiento (saturación ≥60%). Considerando en

conjunto los datos de todas las estaciones del estuario para cada año, se

observa que el valor medio no cumplía con el estándar de calidad hasta el año

2000 (con excepción de 1999). A partir del año 2001, sin embargo, se cumple

sobradamente con el estándar de calidad, con valores medios anuales

siempre superiores al 70%. Desde el año 2006 los porcentajes de saturación

medios anuales han sido superiores al 80%.

25

50

75

100

90 91 92 93 94 95 96 97 98 99 00 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16

AÑOS

% S

ATU

RAC

IÓN

OXÍG

EN

O

CUMPLE CON EL ESTÁNDAR DE CALIDADNO CUMPLE CON EL ESTÁNDAR DE CALIDAD

Figura 10.3. Evolución temporal del oxígeno en el estuario del Nervión: porcentajes

de saturación anuales medios considerando todas las estaciones y campañas para

cada año. El cumplimiento o incumplimiento con el estándar de calidad (60% de

saturación de oxígeno, que se muestra con línea discontinua naranja) se indica con

los colores verde y rojo, respectivamente.



10.2. Oxígeno disuelto y bentos de sustrato blando

Parece, por lo tanto, que las bajas concentraciones de oxígeno disuelto

en las aguas de fondo del interior del estuario fue el factor ambiental que en

mayor medida impidió durante muchas décadas el asentamiento de

comunidades "normales". Esta relación entre déficits de oxígeno y estado de

las comunidades bentónicas ha sido estudiada y confirmada en algunos

trabajos. Así, en la Figura 10.4 (tomada de BORJA et al., 2006) se presenta

dicha relación para las campañas realizadas entre 1989 y 2003, periodo en el

que se daban aún situaciones de hipoxia severa en las aguas de fondo.

Como puede verse, existe una clara correlación negativa entre el

porcentaje de saturación de oxígeno en las aguas de fondo y el índice biótico

AMBI. Es decir, a menores porcentajes de saturación de oxígeno, mayor

grado de alteración del bentos de fondo blando. Es de destacar que casi todos

los valores de AMBI de 7, que corresponden a sedimentos azoicos, se asocian

a porcentajes de saturación inferiores a 40%.

Figura 10.4. Relación entre los porcentajes de saturación de oxígeno en las aguas de

fondo y los valores del índice biótico AMBI en las campañas entre 1989 y 2003.

Tomado de BORJA et al. (2006).



La importancia del oxígeno disuelto en las comunidades bentónicas del

estuario del Nervión ha sido también señalada en otros trabajos (SÁIZ

SALINAS et al., 1996; BORJA et al., 2016).

Hasta comienzos de la década del 2000 las situaciones de hipoxia severa

se daban sobre todo en la zona interior. Tal y como se expuso en informes

previos, el puente de Rontegi marcaba la frontera entre la presencia de

comunidades bentónicas permanentes, hacia el exterior, y las comunidades

muy alteradas o ausentes, hacia el interior.

La mejoría experimentada posteriormente en las comunidades de

bentos de substrato blando ha sido pareja a la disminución de la intensidad y

duración de las situaciones de hipoxia severa, o de anoxia. Esta mejoría

coincidió con la entrada en funcionamiento del tratamiento biológico en la

planta de Galindo, lo cual confirma la importancia del oxígeno disuelto en la

recuperación de las comunidades biológicas en los estuarios.

10.3. Estándares de calidad para el oxígeno disuelto

Según algunos autores, incluso en estuarios poco contaminados, las

situaciones de hipoxia en las zonas interiores y en determinadas épocas del

año pueden considerarse fenómenos normales. Dichos fenómenos están más

relacionados con los ciclos estacionales de procesos respiratorios y

mineralización, y con las condiciones de estratificación de la columna de agua,

que con la calidad de las aguas (KEMP et al., 1992; D'ELIA et al., 1992).

Otros autores, sin embargo, consideran que los procesos de

eutrofización, a los cuales van íntimamente ligados los de hipoxia y anoxia, no

son en ningún caso de origen propiamente natural, sino que están ligados a

impactos antrópicos, bien de carácter claro y puntual (vertidos de materia

orgánica, aportes de nutrientes, etc.), o bien de carácter más indirecto y

difuso (como, por ejemplo, por la alteración y usos de las cuencas de drenaje

y los cambios asociados en el aporte de nutrientes). Tal es la opinión, por

ejemplo, de R. DÍAZ (Virginia Institute of Marine Science, EEUU), experto en

el tema (comunicación personal).



Por todo ello, en el estuario del Nervión el objetivo establecido en el Plan

de Saneamiento (60% de saturación) resulta adecuado como referencia

general, pero no debería provocar alarma que en determinadas circunstancias

aparecieran porcentajes característicos de hipoxia, siempre y cuando durante

buena parte del año las aguas se mantuvieran bien oxigenadas.

Por eso, con el objeto de mantener un objetivo de calidad ambicioso

(como es el 60% de saturación de oxígeno) pero a la vez contemplar las

desviaciones normales debidas a la propia variabilidad natural, sería

conveniente incluir algunas matizaciones al objetivo global. En este sentido,

se pueden emplear porcentajes, es decir, frecuencia relativa de valores que

superan un porcentaje determinado. Este tipo de criterios es muy habitual en

las directivas europeas, tanto las relativas a la calidad del agua potable, como

a las dirigidas al marisqueo o a la protección piscícola (en el caso de las aguas

de baño se establece un rango de porcentajes dentro del cual deben situarse

los valores medidos). Por lo tanto, el objetivo final del 60% puede matizarse

teniendo en cuenta cierto porcentaje de muestras. Así, puede proponerse,

que el 90% de los valores medidos igualen o superen el 60% de saturación.

A modo de ejemplo se puede tomar el caso del estuario del río Támesis

en Gran Bretaña (ATTRILL, 1998). En este sistema se creó una institución,

denominada Autoridad del Agua del Támesis, que tenía como responsabilidad

la gestión de la calidad del agua y de las principales obras de saneamiento en

la zona. En su momento dicho organismo estableció unos objetivos y

estándares de calidad basados en la concentración de oxígeno disuelto.

Posteriormente, con la privatización del sector en el año 1989 la

responsabilidad de la vigilancia y control de la contaminación en este sistema

recayó en la Autoridad Nacional de Ríos, Región del Támesis. Posteriormente

se creó la Agencia Ambiental. Los objetivos de calidad formulados a finales de

los 70 y principios de los 80 han sido revisados, de la forma siguiente:

- Se consideran tres zonas diferenciadas del estuario del Támesis. En

todas ellas se establecen, como objetivos de calidad, que sean aptas

para el paso de los peces migratorios y que mantengan una

apariencia estéticamente apropiada. Además, en cada tramo se

establece un objetivo relativo al mantenimiento de recursos

pesqueros (diferentes comunidades en cada tramo) y, para el tramo

más exterior, el cumplimiento de la normativa de aguas de baño.



- Como estándares de calidad y por lo que se refiere al oxígeno, en la

zona más interior del estuario del Támesis deberán cumplirse las

siguientes condiciones:

· mínimo de oxígeno disuelto de 5% de saturación

· 95% de las medidas superiores al 10% de saturación

· 80% de las medidas superiores al 40% de saturación.

- En la zona media se establecen los mismos estándares excepto el

tercero, que hace referencia a un 30% de saturación en el 80% de

los valores.

- Finalmente, en la zona exterior, el tercer criterio se refiere al 60% de

saturación en el 80% de los valores, permaneciendo iguales los otros

dos.

Además, hay que señalar que, para el porcentaje de saturación de

oxígeno actualmente se cuenta en el País Vasco con los objetivos de calidad

que figuran en la revisión del proyecto del Plan Hidrológico para la

Demarcación del Cantábrico Oriental (URA y CONFEDERACIÓN

HIDROGRÁFICA DEL CANTÁBRICO, 2015; BOE, 2016). Estos objetivos están

establecidos para aguas superficiales de transición, según el tramo al que

pertenezcan en función de su salinidad, como sigue:

- Oligohalino (0-5 UPS): 66%

- Mesohalino (5-18 UPS): 71%

- Polihalino (18-30 UPS): 79%

- Euhalino (30-34 UPS): 83%

10.4. Calidad físico-química de los sedimentos

Con respecto a las características granulométricas de los sedimentos, en

las estaciones del eje principal del estuario se observa una elevada

variabilidad temporal a largo plazo en los porcentajes de las distintas

fracciones, sin presentar un patrón claro o dominante. En las estaciones

situadas en las dársenas se observa una dominancia de la fracción

sedimentaria fina.



En cuanto a la contaminación de los sedimentos por metales pesados, la

tendencia desde el comienzo del seguimiento es, en varias estaciones,

decreciente. Aunque, en la presente campaña en las estaciones de algunas

dársenas (SED_AXPE y SED_PORTU) y en el río donde vierte la depuradora

(SED_GALINDO) se mantiene un grado de contaminación global medio

(Icc>3), el resto de estaciones muestran contaminación ligera (Icc>1). Estas

tendencias decrecientes son probablemente debidas a que en los últimos años

el material que se está depositando en el lecho de la Ría presenta una menor

cantidad de sustancias contaminantes asociadas, al haber disminuido de

manera considerable el número y la intensidad de los vertidos. Esta

deposición de material menos contaminado en las capas superiores podría

considerarse un mecanismo de "recuperación" de los sedimentos del estuario.

En todo caso, no debe olvidarse que se trata de un sistema globalmente

contaminado por metales pesados en sedimentos, y que para algunas zonas y

metales la contaminación es muy notable. De hecho, en todas las estaciones

se supera el valor PEL en al menos en uno de los metales analizados,

pudiendo implicar efectos biológicos negativos.

En 2016, se observan concentraciones relativamente altas de metales en

las dársenas de la zona media, así como en la cabecera del estuario. Así, en

la estación SED_PORTU la mayoría de los metales muestran las

concentraciones más altas, excepto As y Ni, cuyos máximos se observan en

SED_AXPE y en la estación más interior (SED08BR).

10.5. Comunidades del bentos de sustrato blando

Como ya se ha comentado, las comunidades bentónicas han mejorado a

lo largo de los años, con presencia de fauna (a partir de 2007 incluso en las

estaciones más interiores) y con una riqueza taxonómica creciente. Se debe

apuntar que la utilización de índices bióticos para el bentos costero, de forma

similar a lo que desde hace décadas se emplea para macroinvertebrados

bentónicos fluviales, ha contribuido a una mejor interpretación de los datos.



Como se señala en el apartado 10.2, en la última década las situaciones

de anoxia son prácticamente nulas y las de hipoxia se han reducido

considerablemente, hecho que debería facilitar el asentamiento de las

comunidades bentónicas características de los estuarios cantábricos.

No se debe olvidar, sin embargo, el papel que puede jugar la presencia

en buena parte de este sistema de sedimentos con elevadas concentraciones

de metales pesados. Como se señala en el capítulo 7, el cadmio y el mercurio

continúan manteniendo valores de contaminación fuerte en la estación

SED_PORTU.

De hecho, por comparación entre las concentraciones detectadas y los

valores que tienen efectos negativos para la fauna (LONG et al., 1995) se

puede apreciar que, para la mayoría de los metales analizados para los que

existen estas referencias, se supera el valor de efectos tóxicos de rango bajo

en la mayor parte del estuario. Para algunos de ellos se supera incluso el nivel

de efectos tóxicos de rango mediano. Esto supone que algunas especies se

hallan probablemente limitadas por estas condiciones, por lo que, de

momento sólo las más resistentes a esos factores podrían asentarse en las

zonas más contaminadas.

En este sentido, algunos estudios realizados con las dos especies más

características de las zonas limo-arcillosas de los estuarios del País Vasco,

Hediste diversicolor y Scrobicularia plana, han puesto de manifiesto que

existen grandes diferencias en el grado de afección por metales pesados. Así,

mientras Hediste diversicolor puede sobrevivir y crecer con aparente

normalidad en sedimentos de zonas bastante contaminadas de la Ría,

siempre y cuando se encuentren en condiciones de buena oxigenación (SAÍZ

SALINAS et al., 1996), Scrobicularia plana se halla negativamente afectada

por esos sedimentos, lo cual parece debido a las altas concentraciones de

metales pesados (GONZÁLEZ OREJA y SAÍZ SALINAS, 2000).



En 2016 cabe señalar que la estación SED0101 (en la zona del Puente

de Bizkaia, hacia el exterior) presenta una elevada abundancia del poliqueto

Capitella capitata, especie indicadora de alteración por contaminación

orgánica. Debido a ello, el índice de diversidad acusa una fuerte disminución

y, además, la riqueza específica es también baja. Sabemos que esta zona fue

dragada en diciembre de 2015, lo cual podría haber influido al cambio

observado en 2016. No obstante, en las campañas de otoño de 2014 y 2015

ya se había observado cierta alteración de las comunidades de bentos blando

en dicha estación de muestreo, unido a una mayor carga orgánica reflejada

en elevados valores de NOT en el sedimento.

10.6. Comunidades de fauna demersal

También la fauna demersal ha presentado en los últimos años indicios

que sugieren una mejoría de las condiciones, con una continua recolonización

de la Ría.

Como ya se ha comentado en varios apartados de este informe, en

líneas generales se aprecia una mejora continua desde que en 2002 se

detectara, por primera vez en este seguimiento, la presencia de fauna

demersal en la zona interior, junto al puente de Euskalduna. De hecho, en

2016 esta zona presenta unas comunidades demersales bastante variadas,

tanto si se consideran solo los peces como si se tienen en cuenta también los

crustáceos.

Se podría decir que los cambios acaecidos en las comunidades

demersales del tramo de Olabeaga resumen el proceso de recuperación de la

calidad del estuario y reflejan el salto que supuso la entrada en

funcionamiento del tratamiento biológico.

La sensible mejoría experimentada en las poblaciones piscícolas del

estuario tiene su reflejo en los resultados obtenidos en los concursos de pesca

marítima "Ibaizabal", celebrados en Portugalete desde 1992 hasta la

actualidad (Figura 10.5). Sin embargo, conviene tener en cuenta que los

resultados son comparables solamente hasta 2009 (periodo de años en los

que el concurso se realizaba en el mes de octubre, la misma época que los

muestreos realizados para el CABB).



Figura 10.5. Especies de peces capturadas en los concursos “Ría de Ibaizabal”, entre

1992 y 2016 ordenados de acuerdo a la frecuencia de aparición. Eje X superior:

número de especies obtenido cada año. Color del fondo: mes de realización del

concurso (amarillo- septiembre; naranja- noviembre; verde- octubre; blanco-

diciembre). No hay datos del 2010. Fuente: Federación Territorial de Pesca de

Bizkaia.

Como se observa en la Figura 10.5, el número total de especies

capturadas en los concursos de pesca desde 1992 ha sido 29. De ellas,

solamente el 28% (8 especies) nunca han sido capturadas en los muestreos

realizados para el CABB: babosas del genéro Blennius, Oblada melanura

(colanegra), Scomber scombrus (verdel), Serranus scriba (serrano), Labrus

bergylta (durdo), Balistes carolinensis (pez ballesta), Belone belone (aguja) y

Pagellus erythrinus (breca).



En Figura 10.5 las especies se muestran ordenadas de acuerdo a su

frecuencia de aparición en los concursos de pesca. Diplodus sargus es la

especie que ha sido capturada en todas las ediciones, seguida de Mullus

surmuletus (salmonete), babosas del genéro Blennius, Trachurus trachurus

(chicharro) y Lithognathus mormyrus (erla). Por el contrario, especies como

Pagellus erythrinus (breca), Balistes carolinensis (pez ballesta) y Belone

belone (aguja) han sido capturadas en una única ocasión.

Por su parte, la Figura 10.6 muestra gráficamente cómo han

evolucionado las capturas por unidad de esfuerzo en los concursos celebrados

entre 1992 y 2016. En líneas generales, la gráfica muestra claramente una

evolución negativa en este parámetro, con una primera disminución gradual

sufrida durante la década del 2000 y una segunda, ésta más drástica, los

últimos tres años.

Figura 10.6. Capturas por unidad de esfuerzo obtenidas en los concursos de pesca

Ibaizabal celebrados entre 1992 y 2016. El colorido del fondo hace referencia al mes

de realización del concurso: amarillo septiembre, naranja noviembre, verde octubre,

blanco diciembre. No hay datos de 2010. Fuente: Federación Territorial de Pesca de

Bizkaia.



10.7. Evolución global del estuario

Han transcurrido más de veinticinco años desde el comienzo de la

depuración de las aguas y del programa de seguimiento ambiental, lo que ha

permitido, tal y como se ha visto en las secciones anteriores, detectar

tendencias temporales de diversas variables y del estado de calidad global del

sistema. A continuación, se presenta una breve descripción y una

interpretación integrada de la evolución del estado del estuario con relación a

las diferentes fases de implementación del Plan de Saneamiento. Todo ello se

representa mediante la infografía de la Figura 10.7.

Hasta el año 1990 la Ría recibía numerosos vertidos sin ningún tipo de

depuración. El agua, que presentaba un color marrón oscuro, padecía graves

problemas de oxigenación y contenía elevadas concentraciones de nutrientes,

de bacterias fecales y de diversos tipos de contaminantes. Los sedimentos se

hallaban muy contaminados. Apenas había fauna en la zona interior del

estuario y en la zona media las comunidades biológicas eran muy pobres. Las

rocas estaban desprovistas de algas. Las playas del interior del Abra no

presentaban condiciones adecuadas para el baño.

Tras la puesta en marcha de la depuradora de Galindo, se comenzó a

notar cierta mejoría. El estuario aún recibía bastantes vertidos, aunque parte

de ellos ya eran depurados. De hecho, a finales de los 90 se depuraban las

aguas de aproximadamente la mitad de la población de toda la comarca. Los

niveles de oxigenación comenzaban a incrementarse, aunque aún se daban

situaciones de hipoxia e incluso anoxia. La fauna empezaba a colonizar la

zona interior y en las zonas media y exterior se apreciaba mayor diversidad

biológica. Las algas comenzaban a tapizar los sustratos duros.

Con la entrada en funcionamiento del tratamiento biológico en la

depuradora de Galindo (año 2001) y la conexión al Plan de Saneamiento de

nuevos colectores, a mediados de la primera década del presente siglo

apenas quedan vertidos sin depurar. La calidad de las aguas presentaba una

gran mejoría, con niveles de oxigenación mucho más altos -cumpliendo, salvo

casos puntuales, el estándar de calidad-, y concentraciones de nutrientes y

bacterias mucho más bajas. Los sedimentos presentaban ya niveles de

contaminación inferiores. La fauna era mucho más diversa en todo el estuario

y en la zona interior ya había comunidades biológicas estables y diversas. Las

comunidades de algas se hallaban más estructuradas.



Figura 10.7. Representación de la evolución del estado del estuario del Nervión con

relación al avance del Plan de Saneamiento. Autor: Fernando G. Baptista.



Finalmente, en la actualidad la cobertura del Plan de Saneamiento es

prácticamente total y los vertidos sin depurar son prácticamente inexistentes.

El agua presenta un buen estado de calidad. Los niveles de oxigenación son

altos y no se registran situaciones de hipoxia. Las concentraciones de

nutrientes, unas 20 veces más bajas que en 1990, son las normales de

estuarios cantábricos. Las playas situadas en la desembocadura del estuario

presentan condiciones adecuadas para el baño. La fauna es abundante y

diversa en todo el estuario. El sistema permite que se lleven a cabo diversas

actividades de ocio.

Los resultados obtenidos en este seguimiento reflejan, por una parte,

una mejoría en las condiciones del estuario del Nervión y, por otra, una

elevada capacidad de las comunidades faunísticas para recolonizar zonas a

medida que van desapareciendo las condiciones que las hicieron azoicas.

Como indican DIAZ y ROSENBERG (1995), en sistemas costeros y estuarios la

reducción de las cargas de nutrientes disueltos (y por tanto de la

eutrofización) y el incremento de las concentraciones de oxígeno disuelto en

las aguas de fondo constituyen un paso fundamental para la recuperación de

las comunidades bentónicas de sustrato blando, que puede darse en un plazo

inferior a una década. Esta interpretación se puede extender a otras

comunidades biológicas, tales como las algas de fondo duro y la fauna

demersal. Para la primera de ellas ha sido fundamental la mejoría en las

condiciones de transparencia y en la calidad química del agua. Con respecto a

la fauna demersal, al igual que para el bentos de fondo blando, fue clave la

mejoría en las condiciones de oxigenación.

11. Calidad del estuario conforme a la Directiva Marco del Agua 267


11. CALIDAD DEL ESTUARIO CONFORME A LA DIRECTIVA

MARCO DEL AGUA

11.1. Introducción

Desde el año 1989 el CABB viene realizando campañas y estudios para

evaluar el estado de calidad del estuario del Nervión y su respuesta a las

actuaciones enmarcadas en el Plan de Saneamiento. Estos estudios

contemplan tanto el componente físico-químico, como el biológico y por

extensión, ofrecen una perspectiva ecológica. Desde el año 1994 la Unidad de

Investigación Marina de AZTI lleva a cabo para el CABB, y con su

colaboración, buena parte de los trabajos de este seguimiento (en adelante

SEG-CABB) que incluye campañas de campo, caracterización de las

comunidades biológicas, tratamiento de los datos y elaboración de informes.

Con el objeto de llevar a cabo una evaluación lo más completa posible

(esto es, que incluya los principales componentes e indicadores, tanto físico-

químicos como biológicos), con una amplia cobertura espacial y a una escala

temporal adecuada, los muestreos anualmente abarcan la recogida de aguas,

fitoplancton, sedimentos, comunidades bentónicas de sustrato blando

(organismos que viven en el sedimento) y fauna demersal (animales que

viven cerca del fondo). Cada tres años se incluyen las comunidades de bentos

de sustrato rocoso. Además, algunos años también se realizan estudios

ecotoxicológicos.

Los resultados de estos estudios se presentan en informes anuales que

recogen las principales pautas de variación (espaciales y temporales) de los

componentes mencionados, analizan la relación entre diferentes variables del

medio y ofrecen conclusiones sobre el proceso de recuperación del estuario

del Nervión. En síntesis, los resultados obtenidos indican, por una parte, una

mejoría en las condiciones del estuario del Nervión y, por otra, una elevada

capacidad de las comunidades faunísticas para recolonizar zonas a medida

que van desapareciendo las condiciones que las hicieron azoicas.



11.2. La Directiva Marco del Agua (DMA)

La Directiva Marco del Agua (en adelante DMA) supone un hito en el

contexto de las políticas del agua en Europa. La DMA (Directiva 2000/60/CE)

entró en vigor el 22 de diciembre de 2000, tras su publicación en el Diario

Oficial de las Comunidades Europeas. La DMA establece un marco para la

protección de todas las aguas que:

• prevenga todo deterioro adicional y proteja y mejore el estado de los

ecosistemas acuáticos y, con respecto a sus necesidades de agua, de los

ecosistemas terrestres y humedales directamente dependientes de los

ecosistemas acuáticos;

• promueva un uso sostenible del agua basado en la protección a largo plazo de

los recursos hídricos disponibles;

• tenga por objeto una mayor protección y mejora del medio acuático, entre

otras formas mediante medidas específicas de reducción progresiva de los

vertidos, las emisiones y las pérdidas de sustancias prioritarias, y mediante la

interrupción o la supresión gradual de los vertidos, las emisiones y las pérdidas

de sustancias peligrosas prioritarias;

• garantice la reducción progresiva de la contaminación del agua subterránea y

evite nuevas contaminaciones; y

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

En conjunto, los principales hitos y etapas del proceso de implantación

de la DMA son: cumplimiento de los objetivos medioambientales, esto es,

alcanzar un buen estado de las aguas para el año 2015 (Art. 4); finalización

del 1er ciclo de gestión para el año 2021 (art. 4 y 13); finalización del 2º ciclo

de Gestión y líneas finales para el cumplimiento de los objetivos para el 2027

(Art. 4 y 13). Conviene recordar que estos objetivos medioambientales y la

DMA en su conjunto se aplican a todo tipo de masa de agua, sean ríos, lagos,

embalses, aguas de transición (estuarios), aguas costeras y aguas

subterráneas.



Como se ha indicado anteriormente, la DMA plantea un esquema de

actuación en ciclos de 6 años, asociados a los planes de gestión de cuencas.

Inicialmente se debe establecer el marco básico de gestión, con la

identificación de los distritos de cuenca y las autoridades competentes, la

caracterización de las masas de agua, etc. Debe llevarse a cabo también un

análisis de las presiones e impactos sobre las masas de agua y la

identificación de aquéllas en riesgo de no alcanzar los objetivos de calidad, un

análisis económico del uso del agua, un registro de áreas protegidas, etc.

Uno de los requisitos básicos de la DMA es el establecimiento de redes

de vigilancia y control de la calidad de las masas de agua. Estas redes de

control son la base para la evaluación del estado de calidad.

Una vez establecidos los programas de vigilancia se realizarán los

borradores de los planes de gestión de cuencas, que incluirán una

clasificación de las masas de agua. Posteriormente se realizarán los planes

definitivos con la clasificación definitiva del estado de calidad. Se elaborarán

también los programas de medidas para cada distrito de cuenca. Este proceso

de seguimiento, planes de gestión y programas de medidas deben llevarse a

cabo cada 6 años.

11.3. Evaluación del estado de las masas de agua según la

DMA

Tal y como establece la DMA, debe evaluarse el estado global de cada

masa de agua, lo que incluye el estado ecológico y el estado químico; el

primero se valora en base a elementos que dan una idea de la calidad y

funcionamiento de los ecosistemas acuáticos, y el segundo está relacionado

con el cumplimiento de las normas de calidad medioambiental.

La DMA establece los elementos a considerar en la evaluación del estado

ecológico, dando especial preponderancia a los elementos biológicos, si bien

además se contemplan los físico-químicos y los hidromorfológicos, que son

considerados elementos de apoyo a los biológicos. La Figura 11.1 representa

estos conceptos e indica los elementos a considerar en cada uno de estos

componentes para las aguas costeras y de transición. La DMA establece

también la periodicidad de los controles para cada elemento y variable.



ESTADO ECOLÓGICO: indicadores biológicos, físico-químicos e

hidromorfológicos

INDICADORES FÍSICO-QUÍMICOS

Transparencia

Condiciones térmicas

Condiciones de oxigenación

Salinidad

Nutrientes

Contaminantes específicos

En ríos: caudal y dinámica; continuidad;

profundidad y anchura; sustrato; estructura

ribereña.

En estuario y costa: profundidad;

características de los fondos; marea;

flujo de agua dulce; exposición al oleaje

INDICADORES HIDROMORFOLÓGICOS

INDICADORES BIOLÓGICOS

Fitoplancton

Macrófitos, Macroalgas y angiospermas

Fauna bentónica de invertebrados

Peces (sólo en ríos y estuarios)

Figura 11.1. Indicadores a considerar en la evaluación del estado ecológico para la

Directiva Marco del Agua.

Con objeto de desarrollar los métodos y sistemas de evaluación

contemplados en la DMA, de acuerdo a sus definiciones normativas, se creó la

Estrategia Común de Implementación (CIS, de sus siglas en inglés) de la

DMA. A raíz de ella se crearon también diversos grupos de trabajo

internacionales cuyos resultados han dado lugar a guías para la

implementación de diversos aspectos de la DMA. Desde el año 2002 la Unidad

de Investigación Marina de AZTI viene participando en varios de estos

grupos, así como en reuniones y grupos de trabajo para la implementación de

la DMA en el ámbito nacional. Estos trabajos se hacen en colaboración con la

Agencia Vasca del Agua (URA). En este sentido, las metodologías que AZTI

está empleando han sido desarrolladas y validadas en colaboración con otras

entidades y en buena medida se trata de metodologías comunes a varios

países del área atlántica.

En cuanto a las categorías en las que se clasifica la calidad de las masas

de agua, el estado ecológico se clasifica en cinco categorías y cada una se

representa con un color: MUY BUENO / BUENO / MODERADO /

DEFICIENTE / MALO.

El estado químico se clasifica en dos categorías según la masa de agua

cumpla o no con las normas de calidad: CUMPLE / NO CUMPLE.



11.4. Evaluación del estado de las masas de agua en la

CAPV

Desde el año 2002 AZTI-Tecnalia lleva a cabo para el Departamento de

Medio Ambiente y Ordenación del Territorio del Gobierno Vasco (actualmente

para URA) la “Red de Seguimiento del Estado Ecológico de las Aguas de

Transición y Costeras de la C.A.P.V.” (en adelante SEG-GV). Este trabajo

supone la continuidad y la adaptación a los requerimientos de la DMA de los

trabajos previos realizados en el ámbito de la vigilancia de la calidad de las

aguas de la CAPV, realizados desde 1994. Estos trabajos, así como otros

documentos relacionados con la implementación de la DMA, se pueden

encontrar en Internet. Entre los documentos más relevantes cabe destacar:

- Informe relativo a los artículos 5 y 6 de la Directiva Marco del Agua 2000/60/CE. http://www.uragentzia.euskadi.net/u81-0003/es/contenidos/informe_estudio/art_5_6_dma/es_doc/indice.html

- Real Decreto 817/2015 http://www.boe.es/boe/dias/2015/09/12/-

- Real Decreto 1/2016 http://www.boe.es/boe/dias/2016/01/19/

- Plan Hidrológico del Cantábrico Oriental 2015-2021 http://www.uragentzia.euskadi.eus/informacion/plan-hidrologico-de-la-demarcacion-hidrografica-del-cantabrico-oriental-2015-2021/u81-0003333/es/

- Protocolos de muestreo, de laboratorio y de cálculo de índices y métricas para el seguimiento del estado de las masas de agua superficial de la CAPV http://www.uragentzia.euskadi.eus/informacion/protocolos-de-muestreo-de-laboratorio-y-de-calculo-de-indices-y-metricas-para-el-seguimiento-del-estado-de-las-masas-de-agua-superficial-de-la-capv/u81-000376/es/

- Informes de las redes de seguimiento del estado ecológico de las aguas de transición y costeras de la CAPV. http://www.uragentzia.euskadi.eus/informacion/ultimos-informes/u81-0003342/es/#3709

- Temas importantes en materia de gestión de Aguas. http://www.uragentzia.euskadi.net/u81-0003/es/contenidos/informe_estudio/diagnostico_agua/es_doc/indice.html

- Caracterización de las presiones e impactos en los estuarios y costa. http://www.uragentzia.euskadi.net/u81-0003/es/contenidos/informe_estudio/presiones_impactos_costa/es_dma/indice.html

http://www.uragentzia.euskadi.net/u81-0003/es/contenidos/informe_estudio/art_5_6_dma/es_doc/indice.html

http://www.uragentzia.euskadi.net/u81-0003/es/contenidos/informe_estudio/art_5_6_dma/es_doc/indice.html

http://www.boe.es/boe/dias/2015/09/12/-

http://www.boe.es/boe/dias/2016/01/19/

http://www.uragentzia.euskadi.eus/informacion/plan-hidrologico-de-la-demarcacion-hidrografica-del-cantabrico-oriental-2015-2021/u81-0003333/es/

http://www.uragentzia.euskadi.eus/informacion/plan-hidrologico-de-la-demarcacion-hidrografica-del-cantabrico-oriental-2015-2021/u81-0003333/es/

http://www.uragentzia.euskadi.eus/informacion/protocolos-de-muestreo-de-laboratorio-y-de-calculo-de-indices-y-metricas-para-el-seguimiento-del-estado-de-las-masas-de-agua-superficial-de-la-capv/u81-000376/es/



http://www.uragentzia.euskadi.eus/informacion/ultimos-informes/u81-0003342/es/#3709

http://www.uragentzia.euskadi.net/u81-0003/es/contenidos/informe_estudio/diagnostico_agua/es_doc/indice.html

http://www.uragentzia.euskadi.net/u81-0003/es/contenidos/informe_estudio/diagnostico_agua/es_doc/indice.html

http://www.uragentzia.euskadi.net/u81-0003/es/contenidos/informe_estudio/presiones_impactos_costa/es_dma/indice.html

http://www.uragentzia.euskadi.net/u81-0003/es/contenidos/informe_estudio/presiones_impactos_costa/es_dma/indice.html



http://www.uragentzia.euskadi.eus/informe_estudio/-eutrofizacion-en-el-medio-marino-del-pais-vasco-influencia-antropica-e-impactos-sobre-el-fitoplancton/u81-000374/es/ Solaun, O., Borja, Á., Menchaca, I., Franco, J. 2017. Estrategias y previsión de estudios

necesarios durante el tercer ciclo de planificación en materia de aguas de transición y costeras. Actualización del inventario de presiones en las masas de agua de transición y costeras. Actualización del inventario de presiones en las masas de agua de transición y costeras de la CAPV (Informe de AZTI en preparación para URA).

Algunos de estos trabajos presentan información clave para la

evaluación del estado de calidad de las masas de agua, tales como: su

caracterización y delimitación, tipología, condiciones de referencia, métodos

de cálculo de los índices de calidad ecológica, métodos de integración de las

evaluaciones parciales, propuesta de masas de agua muy modificadas, etc.

Las metodologías de evaluación más recientes están exhaustivamente

descritas por URA y pueden encontrarse en los enlaces aquí mencionados.

El estuario del Nervión, al tratarse de una masa de agua muy

modificada en su morfología, debido a su canalización, así como al

desarrollo del puerto, requiere la evaluación del potencial ecológico, lo que

implica que algunos de los elementos biológicos estén sujetos a un nivel de

exigencia menor.

En concreto, los elementos que se evalúan con un criterio menos

exigente son los peces, las comunidades del bentos y las del fitoplancton;

además, no se incluyen las macroalgas. En las masas de agua muy

modificadas los valores de los límites entre clases quedan definidos por el

85% del valor establecido en las aguas no modificadas.

Para las condiciones físico-químicas del medio no se aplican objetivos

ambientales diferentes de los utilizados en aguas naturales (URA y

CONFEDERACIÓN HIDROGRÁFICA DEL CANTÁBRICO, 2015).

La clasificación del estado ecológico se realiza completando la

valoración del estado biológico con la valoración de la calidad físico-química;

ésta última hace referencia a las condiciones físico-químicas generales y a

los contaminantes preferentes (sustancias específicas). Para ello, primero se

calcula el estado biológico en cada estación de muestreo, realizando una

clasificación de cada componente (fitoplancton, bentos, peces y

macroalgas).

http://www.uragentzia.euskadi.eus/informe_estudio/-eutrofizacion-en-el-medio-marino-del-pais-vasco-influencia-antropica-e-impactos-sobre-el-fitoplancton/u81-000374/es/

http://www.uragentzia.euskadi.eus/informe_estudio/-eutrofizacion-en-el-medio-marino-del-pais-vasco-influencia-antropica-e-impactos-sobre-el-fitoplancton/u81-000374/es/



Posteriormente, se emplea un sistema de promediado para calcular el

estado biológico del total de la masa de agua. Dicho sistema de integración

espacial también se aplica a la evaluación del estado según indicadores

físico-químicos asociados a condiciones generales. Para realizar la

integración espacial, se asigna a cada estación de muestreo una

representatividad, es decir, se tiene en cuenta la superficie representada

por la estación en el total de la masa de agua (Tabla 11.1).

Tabla 11.1. Estaciones de muestreo que emplea la Agencia Vasca del Agua para la

evaluación de la calidad en los estuarios a los que hace referencia el presente

informe. Se indica el porcentaje de representatividad asociado a cada estación

dentro de la masa de agua (BORJA et al., 2013).

Estaciones de muestreo

Masa de agua Código Localización %

Nervión Exterior E-N30 Abra Exterior 80

E-N20 Abra Interior 20

Nervión Interior

E-N17 Leioa (Lamiako) 31

E-N15 Barakaldo (Puente de Rontegi) 31

E-N10 Bilbao (Puente de Deusto) 38

Además, se asigna una equivalencia numérica al estado biológico (o en

su caso, al estado según condiciones físico-químicas generales) que

presente cada estación de muestreo (Tabla 11.2).

Tabla 11.2. Equivalencias numéricas utilizadas, tanto para el estado biológico

como para el estado según condiciones físico-químicas generales.

Calificación del estado Equivalencia (estación) Equivalencia (masa de agua)

Muy Bueno 10 8,4 a 10

Bueno 8 6,8 a 8,39

Moderado 6 5,2 a 6,79

Deficiente 4 3,6 a 5,19

Malo 2 2 a 3,59



Por último, el estado de un elemento para la masa de agua se calcula

multiplicando la equivalencia numérica del estado en una estación por la

representatividad espacial de dicha estación (tanto por uno) y finalmente,

sumando los productos obtenidos en todas las estaciones de muestreo que

representan la masa de agua (esto es, haciendo una media ponderada). Al

valor global obtenido en la masa de agua le corresponderá una calificación

que vendrá dada por el sistema de equivalencia de la Tabla 11.2.

Hay que resaltar que la calidad físico-química sólo interviene en el

cálculo del estado ecológico cuando la calidad biológica es buena o muy

buena; y que los indicadores hidromorfológicos participan para discernir

entre el muy buen estado y el buen estado (lógicamente no participan en la

valoración de potencial ecológico) (Figura 11.2).

Figura 11.2. Proceso de calificación del Estado Ecológico, basado en la DMA

(tomado de BORJA et al., 2013).



11.5. Evaluación del estado del estuario del Nervión con la

información del seguimiento realizado para el CABB

Con el objeto de evaluar el estado de calidad del estuario del Nervión

con los datos obtenidos del SEG-CABB, se ha tenido en cuenta la información

de los diferentes componentes estudiados para dicho seguimiento durante

2016 y se han aplicado los métodos empleados en el SEG-GV.

Entre los componentes y elementos incluidos en el SEG-CABB, algunos

no se hallan contemplados en la DMA. En la Tabla 11.3 se presentan los

componentes/elementos contemplados en el SEG-CABB y si se incluyen o no

en la DMA. Algunos de esos métodos se encuentran internacionalmente

intercalibrados para aguas costeras, pero no para aguas de transición

(estuarios).

Tabla 11.3. Elementos/componentes incluidos en el SEG-CABB. Para cada uno se

indica si están incluidos o no en la evaluación según la DMA y el grado de desarrollo

de las metodologías correspondientes.

SEG-CABB Elemento contemplado por la DMA

Observaciones

Físico-química en aguas SÍ Método bien establecido

Fitoplancton SÍ Método en fase de intercalibración

Química en sedimentos NO

Bentos de fondo blando SÍ Método bien establecido

Bentos de fondo duro SÍ No obligatorio en estuarios*

Fauna demersal SÍ Método bien establecido

Biomarcadores NO

*Bien establecido en aguas costeras

Por lo tanto, en la presente evaluación se han tenido en cuenta la físico-

química en aguas, el fitoplancton, el bentos de fondo blando y la fauna

demersal (peces). El estudio de biomarcadores y el de bentos duro se realizan

cada tres años; por ello, las siguientes campañas están planificadas para que

se efectúen en 2017 y 2018, respectivamente.



Para el seguimiento de la calidad en el SEG-CABB se llevan a cabo

campañas en diferentes estaciones distribuidas a lo largo del estuario, desde

la zona interior (puente del Arenal) hasta la desembocadura (Figura 11.3).

NN

Bilbao

río Nervi ón

río Kadagua

río Asúa

río Galindo

Santurtzi

Getxo

0 1 2 3 4 5 km

Escala

0 1 2 3 4 5 0 1 2 3 4 5 km

Escala

0 1 2 3 4 5 0 1 2 3 4 5 km

Escala

0 1 2 3 4 5 0 1 2 3 4 5 km

Escala

Abra exterior

Abrainterior

AGUAS Y FITOPLANCTON

SEDIMENTOS Y BENTOS

AGUAS Y FITOPLANCTON

FAUNA DEMERSAL

SEDIMENTOS Y BENTOS

Figura 11.3. Situación de las estaciones de muestreo para el seguimiento del

estuario del Nervión en 2016. Se indica también, con triángulos naranjas, la situación

de las estaciones de muestreo del SEG-GV.

En el caso de las variables físico-químicas del agua y las

fitoplanctónicas, en la masa de agua del Nerbioi Exterior el SEG-CABB

emplea 2 estaciones de muestreo, cuya localización además es muy similar

a las del SEG-GV (Tabla 11.4). Por ello, se ha asumido que su

representatividad en la masa de agua es la misma.



En el Nerbioi Interior, para las variables físico-químicas y el

fitoplancton, el SEG-CABB emplea 6 estaciones, mientras que el SEG-GV

utiliza sólo 3 (Tabla 11.4). En esta masa de agua ha sido necesario estimar

un porcentaje para cada una de las estaciones del SEG-CABB. Para ello, se

ha tenido en cuenta su localización y se ha tratado que fuesen lo más

coherentes posible con los porcentajes que se indican en el SEG-GV.

Para los sedimentos y el bentos de sustrato blando, el SEG-CABB

emplea 4 estaciones situadas en el canal del estuario (SED0101, SED004R,

SED006R y SED08BR). Además, hay otras 3 estaciones situadas en

dársenas (SED_BENEDICTA, SED_AXPE y SED_PORTU) y, por último, otra

en el tributario Galindo, aguas abajo de la EDAR (SED_GALINDO). Las

estaciones del SEG-CABB situadas en el canal del estuario se ha asumido

que representan un porcentaje similar de la masa de agua, ya que su

distribución a lo largo del canal es bastante regular. Como puede verse en la

Tabla 11.4, a esas 4 estaciones se les ha asignado una representatividad del

20%. A las dársenas se les ha asignado una representatividad entre el 5 y

10%. La estación del tributario no se ha tenido en cuenta para evaluación

global de las masas de agua.

Tabla 11.4. Estaciones de muestreo que emplean la Agencia Vasca del Agua (SEG-

GV) y el Consorcio de Aguas Bilbao Bizkaia (SEG-CABB). Se indica el porcentaje de

representatividad asociado a cada estación dentro de cada masa de agua.

Masa de

agua

SEG-GV SEG-CABB

Código % Localización Código (1) % (1) Código (2) % (2) Localización

Nerbioi

Exterior

E-N30 80 Abra exterior RESN01 80 _ _ Abra exterior

E-N20 20 Abra interior RESN02 20 _ _ Abra interior

Nerbioi

Interior

E-N17 31 Lamiako RESN03 20 SED0101 20 Pte. Bizkaia

SED_BENEDICTA 10 Lamiako

E-N15 31 Pte. Rontegi

RESN04 20 SED_AXPE 5

Axpe SED004R 20

RESN05 20 SED_PORTU 5

Pte. Rontegi _

E-N10 38 Pte. Deusto

RESN06 15 SED006R 20 Zorroza

RESN07 15 _ Pte. Deusto

RESN08 10 SED08BR 20 Arriaga

(1) Aguas y fitoplancton (2) Sedimentos y bentos



Para la fauna demersal, el número de estaciones y su distribución es

similar en ambos seguimientos. Por ello, para cada estación del SEG-CABB

se ha asumido que le corresponderá la representatividad de la estación del

SEG-GV más cercana (Figura 11.3).

11.5.1. Físico-química en aguas

Desde 1999, en el SEG-CABB se han medido algunas variables en las

aguas de superficie que pueden ser utilizadas para evaluar el estado físico-

químico: la transparencia (disco de Secchi, aunque también hay medidas de

turbidez desde el año 2007), el amonio y la oxigenación. Esto ha permitido

conocer la evolución de su calidad a lo largo de más de una década.

Desde el año 2013, el CABB incorpora las medidas de concentración de

sólidos en suspensión, fosfato y nitrato. Por ello, desde dicho año la

evaluación se puede realizar incluyendo dichas variables (junto con la

turbidez, el amonio y la oxigenación), lo que aporta una clasificación más

robusta. Además, el método es similar al que se utiliza en otros sistemas

costeros y estuáricos del País Vasco (p. e., BORJA et al., 2013). Este último

método de evaluación emplea el índice IC-EFQ o PCQI (de sus siglas en inglés

Physico-Chemical Quality Index), a partir de la metodología desarrollada por

BALD et al. (2005) con ligeras modificaciones.

Al igual que en años previos, para establecer las condiciones de

referencia se tiene en cuenta la salinidad de las masas de agua, ya que en los

estuarios los valores de referencia están totalmente condicionados por el

grado de mezcla y dilución entre las aguas dulces y las marinas (BALD, et al.,

2005).

El índice PCQI arroja un valor de EQR (“Ecological Quality Ratio”) con el

cual se clasifica el estado físico-químico en un sistema de cinco clases, tal y

como requiere la DMA. En años recientes, la aplicación del índice PCQI se ha

hecho más sencilla mediante el desarrollo de ecuaciones que permiten

calcular el valor de EQR sin necesidad de aplicar técnicas de Análisis Factorial

(URA Y CONFERACIÓN HIDROGRÁFICA DEL CANTÁBRICO, 2015).



Tal y como figuran en la última revisión del Plan Hidrológico para la

Demarcación del Cantábrico Oriental (URA Y CONFERACIÓN HIDROGRÁFICA

DEL CANTÁBRICO, 2015), se presentan a continuación las ecuaciones que

relacionan para cada tramo halino el valor de EQR de una estación de

muestreo con respecto al valor transformado logarítmicamente (ln (1+x)) de

cada una de las variables físico-químicas:

Oligohalino (0-5 UPS) = 0,0887214+0,38024*O2-0,109936*AM-0,070468*NA-

0,151369*PO4-0,0351432*TURB-0,01783*SS

Mesohalino (5-18 UPS) = -0,0105869+0,395202*O2-0,116122*AM-0,075272*NA-

0,159977*PO4-0,0375217*TURB-0,018741*SS

Polihalino (10-30 UPS) = -0,284445+0,442327*O2-0,129383*AM-0,085561*NA-

0,179659*PO4-0,0422427*TURB-0,0211799*SS

Euhalino (30-34 UPS) = -0,735464+0,52888*O2-0,148648*AM-0,100287*NA-

0,208895*PO4-0,0496191*TURB-0,0246398*SS

Donde:

O2 = Porcentaje de saturación de oxígeno

AM = Amonio (µmol·L-1)

NA = Nitrato (µmol·L-1)

PO4 = Fosfato (µmol·L-1)

TURB = Turbidez (NTU)

SS = Sólidos en suspensión (mg·L-1)

El EQR se calcula desglosado para cada estación y fecha de muestreo.

Siguiendo las recomendaciones del grupo REFCOND, como objetivo ambiental

se considera que un valor EQR de 0,62 ó superior implica un resultado de

condiciones físico-químicas aptas para que se dé un buen estado ecológico. La

asignación de clase de estado en una estación de muestreo se da a partir del

valor del percentil 25 de los valores obtenidos en los muestreos realizados

con frecuencia al menos trimestral.

Utilizando este último método de evaluación, la clasificación resultante

para cada estación de muestreo en el año 2016 se presenta en la Tabla 11.5.

Además, se realiza una integración espacial para cada masa de agua

aplicando la metodología que se explica en el apartado anterior y la

representatividad de cada estación de muestreo que figura en la Tabla 11.4.



Tabla 11.5. Clasificación del estado de calidad físico-química en las estaciones del

estuario del Nervión mediante el índice PCQI en 2016. EQR: Ecological Quality Ratio.

MB: Muy Bueno; B: Bueno; Mo: Moderado; D: Deficiente; M: Malo.

Masa de agua

Estación Localización EQR estación

Estado estación

Estado masa de agua

Nerbioi Exterior

RESN01 Abra exterior 0,70 B B

RESN02 Abra interior 0,77 B

Nerbioi Interior

RESN03 Puente de Bizkaia

0,63 B

MB

RESN04 Axpe 0,64 B

RESN05 Rontegi 0,78 B

RESN06 Zorroza 0,83 MB

RESN07 Deusto 0,94 MB

RESN08 Arriaga 0,93 MB

Límites de EQR que definen las clases de estado: Muy bueno/Bueno= 0,83; Bueno/Moderado= 0,62; Moderado/Deficiente= 0,41; Deficiente/Malo= 0,20.

Como puede verse en la Tabla 11.5, en el año 2016 en todas las

estaciones de muestreo se alcanza, al menos, un estado físico-químico

“Bueno”. El patrón de variabilidad espacial es bastante similar al observado en

los años en que se aplicó previamente el índice (2013, 2014 y 2015). Así, los

valores de EQR más bajos se han medido en la zona media del estuario

(estaciones de Puente de Bizkaia y Axpe). Aunque, tal y como se ha

señalado, en 2016 todos los valores de EQR se corresponden con un “Buen”

estado físico-químico.

Con objeto de valorar posibles tendencias temporales a largo plazo se

presenta en la Tabla 11.6 la evolución del estado físico-químico en cada

estación, desde 1999. En este caso se ha aplicado a los datos del año 2016

un método de evaluación similar al de años anteriores (esto es, incluyendo

únicamente transparencia, amonio y oxigenación). En todas las estaciones se

puede apreciar, con el transcurso de los años, una mejoría muy significativa.



Tabla 11.6. Evolución del estado de calidad físico-química sensu la Directiva Marco del Agua en las estaciones del estuario

del Nervión desde 1999. El índice aplicado en este caso incluye únicamente transparencia (Secchi), amonio y % saturación

de oxígeno. MB: Muy Bueno; B: Bueno; Mo: Moderado; D: Deficiente; M: Malo.

Año/

Estación 99 00 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 13 14 15 16

RESN01 D D D Mo D Mo Mo Mo B Mo Mo B B MB B B B B

RESN02 M M M Mo Mo Mo Mo Mo B B B MB MB MB MB MB MB B

RESN03 M M M M M D D D Mo Mo Mo B D B B B B B

RESN04 M M M M M M M D Mo Mo Mo B D B B B B B

RESN05 M M M D M M D D Mo Mo Mo B D B B B B B

RESN06 M M M D D D D D Mo Mo Mo B D Mo B Mo Mo B

RESN07 M M M D D D Mo D B Mo D B Mo Mo B Mo Mo B

RESN08 M M D Mo D D Mo M B D D B Mo D B Mo Mo B



En el Abra exterior e interior (RESN01 y RESN02) se aprecia una

tendencia hacia una mejor calidad físico-química desde el comienzo de la

serie en 1999 hasta el año 2010, para estabilizarse en esta última década

(Tabla 11.6). Entre el Puente de Bizkaia (RESN03) y el de Rontegi (RESN05)

la tendencia a la mejoría se interrumpe en 2011, aunque luego se reanuda.

Algo similar ocurre en la parte superior del estuario, estaciones de Zorroza

(RESN06), Deusto (RESN07) y Arriaga (RESN08) que, aunque muestran una

tendencia general de mejoría, se pueden observar esporádicamente

situaciones de incumplimiento.

A la vista de lo anterior se debe concluir que a la hora de valorar el

estado de calidad físico-química se debe tener en cuenta la serie temporal en

su conjunto, ya que de un año a otro se pueden dar variaciones ocasionadas

por factores aleatorios (como los ligados a las condiciones meteorológicas

durante las campañas de muestreo) que no representan la tendencia global

del sistema.

Cuando se comparan los resultados del índice que ha venido aplicándose

a la serie histórica (Tabla 11.6) con los del índice PCQI (Tabla 11.7), la

clasificación de la calidad físico-química en los tres últimos años también varía

entre los estados “Muy Bueno”, “Bueno” y “Moderado”.

Tabla 11.7. Evolución del estado de calidad físico-química sensu la Directiva Marco

del Agua en las estaciones del estuario del Nervión desde 2013, mediante el índice

PCQI. MB: Muy Bueno; B: Bueno; Mo: Moderado.

Estación Localización 2013 2014 2015 2016

RESN01 Abra exterior Mo B B B

RESN02 Abra interior B B B B

RESN03 Puente de Bizkaia Mo B Mo B

RESN04 Axpe B B Mo B

RESN05 Rontegi B B Mo B

RESN06 Zorroza B B B MB

RESN07 Deusto B B B MB

RESN08 Arriaga B B MB MB



Sin embargo, el patrón de variabilidad espacial que resulta con cada

método es diferente. El método aplicado a la serie desde 1999 tiende a

penalizar la calidad en la zona interior del estuario, posiblemente por el peso

de la variable transparencia (medida con disco de Secchi). Por su parte, el

índice PCQI muestra que la zona donde más a menudo no se alcanza el Buen

estado es la parte media del estuario, y esporádicamente la zona exterior.

Este índice incluye además de saturación de oxígeno y concentración de

amonio, ciertas variables relacionadas con la transparencia (turbidez y sólidos

en suspensión), así como concentración de nitrato y concentración de fosfato.

La influencia de algunos picos de nutrientes de origen antrópico (amonio y

fosfato) que aún se registran en dichas zonas serían la causa de las

situaciones de estado “Moderado” que han aparecido en estos últimos años

entre la estación del Abra exterior y Rontegi.

11.5.2. Comunidades de fitoplancton

De las variables que se miden en el SEG-CABB, las que conforman las

métricas que se utilizan para la evaluación del fitoplancton siguiendo los

criterios de la DMA son: la concentración de clorofila y la abundancia celular

de cada taxón individual. Según el método actualmente en uso para las

masas de agua de transición del País Vasco (índice SPTT-2), con los EQR

parciales que resultan de cada una de las métricas se calcula el EQR global,

siendo este último el que determina la clasificación del fitoplancton.

Los datos se toman en aguas de superficie y deben abarcar un periodo

de seis años. Por lo tanto, la evaluación en el presente informe corresponde al

periodo 2011-2016.

La primera de las métricas se utiliza como indicador de situaciones de

exceso de biomasa (en cuanto a magnitud y frecuencia) y se calcula como el

percentil 90 de los valores de clorofila en la serie de seis años. Para esta

métrica se asume que las condiciones de referencia difieren con la salinidad a

lo largo del estuario.



En lo que se refiere a las aguas de transición del País Vasco, se dispone

de condiciones de referencia para los distintos tramos salinos en los que

clásicamente se divide un estuario, en concreto: 1,30 µg·L-1 para el euhalino,

2,20 µg·L-1 para el polihalino, 3,40 µg·L-1 para el mesohalino y 4,40 µg·L-1

para el oligohalino. Las condiciones de referencia se han establecido

recientemente a partir de un estudio efectuado con datos de clorofila medidos

en doce estuarios que presentan diferente grado de presión antrópica a lo

largo de la costa vasca (REVILLA et al., 2014b).

La métrica basada en la clorofila es muy sensible a la estrategia de

muestreo utilizada, dado que depende fuertemente de la salinidad. De hecho,

su diseño parte de los datos tomados de manera sistemática desde 1995 en

el SEG-GV (“Red de seguimiento ecológico de las aguas de transición y

costeras de la CAPV”), que utiliza estaciones fijas y dos condiciones de marea

por cada día de muestreo, adquiriéndose así un dato en pleamar y otro en

bajamar. La frecuencia de muestreo aplicada en dicha red es trimestral y

pretende abarcar el rango de condiciones de meteorológicas e hidrográficas

típicas de un ciclo anual. Por ello, en los estuarios es habitual que en la

campaña de invierno los valores de clorofila sean bastante bajos (<1 µg·L-1),

mientras que en la campaña de verano se encuentren los máximos anuales.

La segunda de las métricas evalúa la frecuencia de floraciones o blooms,

utilizando los datos de abundancia celular y composición taxonómica. Para

ello, se asume que una muestra es representativa de una situación de bloom

cuando la abundancia de al menos un taxón individual supera cierto umbral

(750000 células·L-1) en dicha muestra. La condición de referencia es 16,7%.

Por otra parte, el estuario del Nervión-Ibaizabal es una masa de agua

que ha sufrido importantes modificaciones morfológicas y por ello, le

corresponde el cálculo del Potencial Ecológico (al igual que a otros estuarios

del País Vasco, concretamente, al del Oiartzun y al del Urumea). Para los

elementos biológicos, esto puede implicar la reducción del nivel de exigencia

de los objetivos de calidad. En el caso del fitoplancton se ha considerado

apropiado rebajarlos un 15%, tal y como se hace con las comunidades del

bentos blando y los peces en masas muy modificadas. Sin embargo, para el

fitoplancton dicha rebaja se utiliza únicamente cuando se trata de masas de

agua que presentan dársenas portuarias, afectando esto, por tanto, a todo el

estuario (masas de agua del Nerbioi Interior y del Nerbioi Exterior).



La evaluación del fitoplancton se realiza de manera acorde al método

que figura en la revisión del proyecto del Plan Hidrológico para la

Demarcación del Cantábrico Oriental 2015-2021, que fue aprobado por el

Real Decreto 1/2016 (http://www.boe.es/boe/dias/2016/01/19/). Sin

embargo, debe señalarse que dicho método está siendo revisado en el

proceso de intercalibración europeo.

Para el presente informe se han utilizado los datos del SEG-CABB para

sólo una de las métricas, la del porcentaje de blooms, debido a que como se

indica en el Capítulo 5 sobre calidad del agua, la clorofila es muy probable que

esté siendo sobrestimada con el método de medida que fue empleado a partir

de 2009 (sonda in situ).

Por otra parte, con el fin de evaluar de la forma más completa posible el

impacto del vertido sobre el fitoplancton, se ha incluido la métrica basada en

la clorofila, y para ello se han utilizado los datos del SEG-GV disponibles para

dicha variable en este periodo de evaluación. Hay que recordar que la clorofila

se mide en el SEG-GV en cinco estaciones distribuidas a lo largo del estuario,

desde el Abra Exterior hasta la cabecera (véase Tabla 11.4) mediante un

método acorde a los requerimientos de la DMA. Para una descripción

detallada puede consultarse el protocolo con código

TW_CW_Fitoplancton_URA_V_2.0, de fecha Noviembre 2015,

http://www.uragentzia.euskadi.eus/u81-

000334/es/contenidos/informacion/protocolos_estado_aguas/es_def/index.shtml

Los resultados de la métrica basada en la abundancia celular se indican

en la Tabla 11.8. Durante el último periodo de evaluación (2011-2016) la

frecuencia de blooms ha variado entre 40 y 63%, el valor mínimo se ha

registrado en el Abra Exterior (RESN01) y el máximo en el Puente de Rontegi

(RESN05). El objetivo de calidad consiste en mantenerse por debajo de 40%

y, por tanto, no se ha alcanzado en ninguna de las ocho estaciones

analizadas. El porcentaje de blooms observado en el periodo 2011-2016 en el

SEG-GV ha sido muy similar (42-75%) y le ha correspondido también Estado

“Moderado” (BORJA et al., en preparación). En dicha Red de Seguimiento el

porcentaje de blooms se calcula con datos adquiridos dos veces al año

(primavera y verano), en pleamar y en cinco estaciones del estuario.

http://www.uragentzia.euskadi.eus/u81-000334/es/contenidos/informacion/protocolos_estado_aguas/es_def/index.shtml

http://www.uragentzia.euskadi.eus/u81-000334/es/contenidos/informacion/protocolos_estado_aguas/es_def/index.shtml



Por el contrario, la métrica basada en la clorofila ha cumplido con los

objetivos fijados en la totalidad de las estaciones (Tabla 11.8). Sin duda, la

estrategia de muestreo empleada para el indicador de blooms, más centrada

en la época productiva del fitoplancton (hasta el año 2013 no se realizaron

muestreos en otoño e invierno), penaliza el resultado. La métrica basada en

la clorofila utiliza datos tomados de forma trimestral (normalmente entre

febrero y noviembre) y resulta en una categoría mejor.

Tabla 11.8. Clasificación en 2016 de la calidad (potencial ecológico) en base al

fitoplancton, sensu la DMA, en las dos masas de agua que conforman el estuario del

Nervión. Se desglosan, además, las clasificaciones del estado que resultan de la

métrica basada en los Blooms (datos del SEG-CABB), de la métrica basada en la

clorofila (datos del SEG-GV), así como del promedio de las mismas. MB: Muy Bueno;

B: Bueno; Mo: Moderado; D: Deficiente; M: Malo.

Masa de

agua Zona

Blooms (SEG-CABB) Clorofila (SEG-GV) Fitoplancton

Estac.

(RES) EQR

Estado

Ecol.

Estac.

(E-) EQR

Estado

Ecol. EQR

Estado

Ecol.

Pot.

Ecol.

Nerbioi

Exterior

Abra

Exterior N01 0,418 Mo N30 0,726 MB

0,524 B B Abra

Interior N02 0,362 Mo N20 0,439 B

Nerbioi

Interior

Puente

Bizkaia N03 0,322 Mo -

0,694 B Máx.

Lamiako - N17 0,663 B

Axpe N04 0,322 Mo -

Rontegi N05 0,265 Mo N15 0,681 MB

Zorroza N06 0,347 Mo -

Deusto N07 0,347 Mo N10 >1 MB

Arriaga N08 0,347 Mo -

Límites de EQR que definen las clases de potencial ecológico (fitoplancton): Máximo/Bueno= 0,64; Bueno/Moderado= 0,32; Moderado/Deficiente= 0,20; Deficiente/Malo= 0,15.

La integración de las dos métricas indica que el Estado Ecológico del

fitoplancton es “Bueno” en ambas masas de agua. Rebajando el nivel de

exigencia un 15%, el Potencial Ecológico resulta algo mejor en la masa de

agua interior. Estos resultados coinciden con los de la evaluación realizada

para el periodo 2011-2016 en la “Red de Seguimiento del Estado Ecológico de

las Aguas Costeras y de Transición del País Vasco” (BORJA et al., en

preparación).



11.5.3. Comunidades bentónicas de sustrato blando

Para el cálculo del estado ecológico de los macroinvertebrados

bentónicos, en el País Vasco se utiliza la herramienta M-AMBI (MUXIKA,

2007; MUXIKA et al., 2007), que ya ha sido intercalibrada para masas de

agua costeras. Dicha herramienta se basa en la integración en un análisis

factorial de los parámetros de riqueza específica, diversidad de Shannon y

AMBI. Estas tres variables se miden o calculan en el SEG-CABB.

Debido a las limitaciones del análisis factorial (según BORJA et al., 2008,

los resultados son robustos a partir de 50 grupos de datos), además de los

resultados obtenidos en la presente campaña se han incorporado para el

análisis los resultados de todo el SEG-CABB y todos los datos disponibles para

las tipologías presentes en el estuario del Nervión obtenidos de la SEG-GV

(BORJA et al., en preparación).

Para 2016, la clasificación final obtenida para cada una de las estaciones

se muestra en la Tabla 11.9. En resumen, todas las estaciones presentan

“Buen Estado” o “Muy Buen Estado” para el compartimento de

macroinvertebrados bentónicos, excepto la estación más externa (SED0101)

que presenta un estado “Moderado”.

Tabla 11.9. Clasificación de las comunidades bentónicas de substrato blando sensu

la Directiva Marco del Agua en las estaciones del estuario del Nervión en 2016. MB:

Muy Bueno; B: Bueno; Mo: Moderado; D: Deficiente; M: Malo.

Masa de agua

Estación Localización EQR Estado Potencial ecológico

Nerbioi Interior

SED0101 Puente Bizkaia 0,429 Mo Moderado

SED_BENEDICTA Dársena de La Benedicta 1,128 MB Máximo

SED_AXPE Dársena de Axpe 0,872 MB Máximo

SED004R Axpe 1,064 MB Máximo

SED_PORTU Dársena de Portu 0,738 B Máximo

SED006R Zorroza 1,468 MB Máximo

SED08BR Arriaga 0,903 MB Máximo

Tributario SED_GALINDO Confluencia Galindo 0,752 B Máximo



En comparación con los resultados obtenidos en la campaña de invierno

de 2016 en el marco del trabajo del SEG-GV, la Red de Seguimiento del

Estado Ecológico de las Aguas de Transición y Costeras de la Comunidad

Autónoma del País Vasco (Red) (BORJA et al., en preparación), se observan

ciertas diferencias en la zona media-externa del estuario (entre el Puente de

Bizkaia y el Abra interior).

Por un lado, en todas las estaciones hacia el interior del estuario hay

coincidencia de resultados: en las estaciones de la Red situadas frente a

Lamiako (E-N17, entre las estaciones SED0101 y SED004R), bajo el puente

de Rontegi (E-N15, entre las estaciones SED004R y SED006R), y a la altura

del Puente de Deusto (E-N10, entre las estaciones SED006R y SED08BR), los

datos de la Red indican que hay “Muy Buen Estado”, lo cual sí coincidiría con

los resultados observados en el presente trabajo, según los cuales las

estaciones SED004R (Axpe), SED006R (Zorroza) y SED08BR (Arriaga),

situadas en el canal principal del estuario, también se encuentran en “Muy

Buen Estado”.

Por otro lado, los resultados de la Red indican que el Abra interior

(estación E-N20) presenta “Muy Buen Estado”, mientras que el resultado

obtenido en el presente trabajo para la estación más externa de las

estudiadas, situada justo aguas abajo del Puente Bizkaia (estación SED0101,

situada entre las estaciones de la Red E-N20 y E-N17) presenta “Estado

Moderado”.

Además, al tratarse de una masa de agua muy modificada, a la hora de

valorar el potencial ecológico, en el caso de los invertebrados bentónicos, el

objetivo de calidad se reduce a un 85%. En este aspecto, y en la misma línea

de lo comentado anteriormente, se obtiene una calificación de “Potencial

Máximo” tanto para las estaciones mencionadas de la Red (E-N10, E-N15, E-

N17 y E-N20) como las del presente seguimiento (SED08BR, SED006R,

SED_PORTU, SED_GALINDO, SED004R, SED_AXPE, SED_BENEDICTA),

excepto para la estación SED0101 que presenta “Potencial Moderado”.



11.5.4. Comunidades de fauna demersal

De las variables que se miden en el SEG-CABB, las que se incluyen en la

evaluación de la DMA mediante el índice AFI (índice de peces de AZTI, AZTI’s

Fish Index) son la riqueza (número de taxones), las especies indicadoras de

contaminación, las especies introducidas, la salud piscícola, los peces planos,

la composición trófica (piscívoros y omnívoros) y el número y porcentaje de

especies residentes en el estuario (BORJA et al., 2004a; URIARTE & BORJA,

2009).

No obstante, en lo referente a las masas de agua muy modificadas (caso

del Nerbioi exterior y Nerbioi interior), de acuerdo al Plan Hidrológico de la

Demarcación Hidrográfica del Cantábrico Oriental, se aplica la misma

metodología, pero los límites entre clases se modifican de modo que a los

límites entre Potencial Ecológico Moderado y Buen Potencial Ecológico, y entre

Buen Potencial Ecológico y Máximo Potencial Ecológico les corresponden

valores de EQR de 0,467 y 0,663 (equivalentes al 85% del valor de los límites

entre los estados ecológicos Moderado y Bueno, y Bueno y Muy Bueno),

respectivamente.

Para la evaluación de estado de la masa a partir de los resultados de las

estaciones, el valor de AFI se calcula para cada estación (después de la

puesta en común de 3 réplicas) y, a continuación, se obtiene el AFI total

integrando los resultados a nivel de masa de agua tras llevar a cabo una

ponderación (teniendo en cuenta la representatividad de cada estación en la

masa de agua, en términos de superficie relativa al total). Para una

descripción detallada puede consultarse el protocolo con código TW_

FAUNA_ICTIOLÓGICA_URA_V_2.0, de fecha noviembre 2016.

La clasificación resultante se presenta en la Tabla 11.10. Tanto en el

caso del Nerbioi interior (incluye las estaciones de Olabeaga, Rontegi y

Lamiako) como en el Nerbioi exterior (masa de agua que hasta el 2010

estaba conformada por la estación del Abra exterior y Abra interior) la calidad

se diagnostica “Máximo Potencial”. En cuanto a las estaciones, todas alcanzan

el “Máximo Potencial”, a excepción del tramo de Rontegi, tramo que presenta

el estado de “Potencial Bueno”.

http://www.uragentzia.euskadi.eus/contenidos/informacion/protocolos_estado_aguas/es_def/adjuntos/02_TW_FAUNA_ICTIOL%C3%93GICA_URA_V_2.0.pdf

http://www.uragentzia.euskadi.eus/contenidos/informacion/protocolos_estado_aguas/es_def/adjuntos/02_TW_FAUNA_ICTIOL%C3%93GICA_URA_V_2.0.pdf



Tabla 11.10. Clasificación de las comunidades de fauna demersal sensu la DMA en

las estaciones del estuario del Nervión en 2016. MB: Máximo Potencial; B: Potencial

Bueno; Mo: Potencial Moderado; D: Potencial Deficiente; M: Potencial Malo.

Masa de agua Nerbioi

Exterior Nerbioi Interior

Estación de muestreo N_FD_Abra

Int N_FD_Lamiako N_FD_Rontegi N_FD_Olabeaga

Estado Ecológico según AFI MB MB MB MB

Valor EQR AFI (E) 0,890 0,778 0,611 0,667

Ratio (tanto por uno) (R) del

área que representa la

estación

1 0,33 0,33 0,33

AFI total (E x R) 0,890 0,257 0,202 0,220

AFI masa de agua 0,890 0,667

*Calidad de la masa de

agua MAXIMO MAXIMO

*Potencial ecológico

11.5.5. Impacto general del vertido sobre el medio receptor

En la Tabla 11.11 se resumen los resultados de las clasificaciones

realizadas con los indicadores anteriores, en las dos masas de agua en que se

divide el estuario: la interior (desde el límite de la marea hasta el muelle de

Churruca) y la exterior (Abra interior y Abra exterior).

Para cada componente se han tenido en cuenta los resultados de las

estaciones incluidas en cada masa de agua y su porcentaje de

representatividad (según se indica en la Metodología).

Los resultados de la evaluación de 2016 indican que el vertido de la

depuradora no ha tenido un impacto relevante sobre la calidad ecológica del

estuario. Así, el estado físico-químico (oxígeno, turbidez, sólidos en

suspensión y nutrientes) es “Bueno” o “Muy Bueno”. Además, todos los

elementos biológicos que deben ser evaluados para la determinación del

Estado Ecológico de acuerdo al actual Plan Hidrológico (bentos de sustrato

blando, peces y fitoplancton) alcanzan al menos el “Buen Potencial Ecológico”

(Tabla 11.11).



Tabla 11.11. Clasificación en 2016 del estado de calidad sensu la Directiva Marco del

Agua en las dos masas de agua que componen el estuario del Nervión. Para las

condiciones generales del agua se presenta el Estado Físico-Químico y para los

elementos biológicos el Potencial Ecológico.

MASA DE AGUA CONDICIONES

GENERALES DEL AGUA FITOPLANCTON

BENTOS

BLANDO

FAUNA

PISCÍCOLA

Transición

Nerbioi Exterior BUENO BUENO - MÁXIMO

Transición

Nerbioi Interior MUY BUENO MÁXIMO MÁXIMO MÁXIMO

A escala de masa de agua, desde que se emplea el índice PCQI, sólo se

ha detectado impacto significativo en las condiciones físico-químicas en el

primer año (2013), cuando al Nerbioi Exterior le correspondió “Estado

Moderado”. Aunque, como ya se ha señalado, se pueden dar variaciones de

año a año debidas a factores meteorológicos.

Por ello, también se presentan en este informe los resultados del

método de evaluación simplificado (disco de Secchi, amonio y oxígeno) que

abarcan una serie temporal larga, desde 1999 (apartado 11.5.1). Esto ha

permitido comprobar que las mejoras realizadas en el saneamiento y

depuración de las aguas vertidas son paralelas al incremento de la calidad

físico-química en la totalidad del estuario.

Cabe señalar que en la DMA los elementos biológicos son los que tienen

más peso a la hora de clasificar el estado ecológico, mientras que los físico-

químicos se consideran sólo como elementos de apoyo. En este sentido, el

Nerbioi Interior presenta “Máximo Potencial” para cada uno de los elementos

biológicos. En cuanto al Nerbioi Exterior, la fauna piscícola alcanza también

“Potencial Máximo”, pero el fitoplancton presenta una calificación menor

(“Buen Potencial”), que es acorde con la de las condiciones físico-químicas.



En cuanto al fitoplancton, si nos atenemos a los indicadores de forma

individual se observan incumplimientos. Concretamente, la frecuencia de

blooms es superior a la que cabría esperar en un sistema estuárico no

impactado, clasificándose todas las estaciones en estado “Moderado” en base

a dicho indicador. Sin embargo, si nos ceñimos al impacto sobre la biomasa

fitoplanctónica (clorofila), éste no es relevante, dado que el potencial

ecológico es “Bueno” o “Máximo”.

El indicador de floraciones fitoplanctónicas (blooms) se ve muy influido

por la composición taxonómica y el tamaño celular de los organismos que

componen la comunidad. Así, si estos son de muy pequeño tamaño, es más

probable que superen el umbral de abundancia que está establecido para

señalar la presencia de una floración fitoplanctónica. En esos casos, aunque

en términos de biomasa la comunidad fitoplanctónica no incumpla el objetivo

de calidad, es probable que sí lo haga en cuanto a frecuencia de blooms.

Además, como ya se ha comentado, los tributarios ejercen una fuerte

influencia sobre la composición y estructura de las comunidades de

fitoplancton que se encuentran en la masa de agua interior (por ejemplo,

FRANCO et al., 2013).

En todo caso, los métodos para la evaluación del fitoplancton en aguas

de transición podrían sufrir todavía algún cambio en el proceso de la

intercalibración que se está realizando a escala europea y cuya resolución

oficial se espera que sea en 2017.

12. Resumen y Conclusiones 293


12. RESUMEN Y CONCLUSIONES

12.1. Calidad del agua

En las campañas de 2016 los valores de las variables oceanográficas

generales en el estuario siguieron las pautas espaciales habituales en

estuarios de latitudes templadas con un alto grado de estratificación.

Algunas variables relacionadas con la calidad de las aguas (sobre todo el

nitrógeno amoniacal) presentan ciertas “anomalías” en su distribución a lo

largo del estuario, lo cual refleja los aportes laterales que se producen en la

zona media, procedentes en gran medida de los vertidos de la planta de

Galindo y de algunas industrias. La mezcla del agua fluvial con el agua de mar

implica un proceso de dilución que explica las concentraciones decrecientes

de tales sustancias en el sentido interior-exterior y la transparencia creciente

también hacia el exterior.

En el año 2016 las condiciones de oxigenación fueron en general buenas

y similares a las de los años más recientes. Ninguna muestra presentó valores

inferiores al 20% de saturación y tan sólo el 5% de los valores medidos a lo

largo del año incumplieron el estándar de calidad (60% de saturación). Los

datos tomados por el CABB a lo largo del estuario desde 1990 indican que los

porcentajes de saturación de oxígeno inferiores al 60% (objetivo del Plan de

Saneamiento) y al 20% (valor que se puede considerar crítico para la

supervivencia de los organismos bentónicos) vienen siendo mucho menos

frecuentes en los últimos años.

Las campañas de muestreo llevadas a cabo por el CABB a lo largo de

todo el estuario han permitido detectar tendencias de mejora,

estadísticamente significativas, tanto para el oxígeno disuelto como para el

nitrógeno amoniacal, las bacterias en el agua y la transparencia. Las

tendencias son más aparentes en superficie (los valores en superficie y fondo

son muy diferentes, tal y como corresponde a un estuario tan estratificado

como el Nervión). Las concentraciones de nitrógeno amoniacal son, en la

actualidad, unas 20 veces inferiores a las de 1990. En el caso de las bacterias

fecales, sus concentraciones han disminuido unas 20 veces desde 1990.



Las tendencias mencionadas anteriormente se relacionan con el notable

descenso de las cargas de materia orgánica, nutrientes y bacterias que se ha

producido desde la puesta en marcha del Plan de Saneamiento y del

tratamiento biológico en la estación depuradora de Galindo. En los últimos

años las cargas procedentes de industrias y aguas residuales urbanas se han

reducido tanto que las principales fuentes de contaminación orgánica y

amoniacal han sido, porcentualmente, los ríos y la EDAR de Galindo.

Para el año 2016 el indicador del estado físico-químico (PCQI), aplicado

de acuerdo a los requerimientos de la Directiva Marco del Agua (DMA), indica

“Muy buen estado” en la masa de agua interior y “Buen estado” en la masa

de agua exterior. El progresivo avance del Plan de Saneamiento explica la

clara tendencia temporal de mejora de la calidad físico-química del agua en

todo el estuario.

Los principales tributarios del estuario (Asua, Gobelas, Granada,

Ibaizabal, Kadagua, Nervión y Ballonti) pueden aportar cantidades

significativas de nutrientes, bacterias y materia orgánica al sistema. Los

aportes de nitrato son hoy en día superiores a los de amonio y nitrito, en

consonancia con la drástica reducción de los vertidos de aguas residuales sin

tratar. El Ballonti mantiene las peores condiciones de oxigenación y los

valores más altos de las variables asociadas a vertidos de aguas residuales,

mientras que el Granada presenta los valores más altos de bacterias fecales.

12.2. Comunidades de fitoplancton

A lo largo del seguimiento efectuado desde 2002 se ha observado que

las floraciones fitoplanctónicas suelen ocurrir en diferentes épocas del año

según la zona del estuario. Así, en la zona superior generalmente ocurren en

verano. En cambio, pueden ser más tempranas en la zona media y en el

Abra. Entre noviembre y abril es muy raro encontrar abundancias superiores

a un millón de células por litro. Esto es acorde con la menor disponibilidad de

luz, y con tiempos de residencia del agua más cortos en otoño-invierno.

Durante 2016, en abril habría que destacar que a lo largo de todo el

estuario las microalgas dominantes eran diatomeas pennadas bentónicas

provenientes de los ríos. Esto pone de manifiesto el efecto de una descarga

fluvial importante.



El 29 de junio se tomaron algunas muestras entre Rontegi y Arriaga,

porque hubo aviso de que las aguas presentaban un color intenso (A. Laza,

UPV/EHU). El análisis mostró que en la cabecera la marea roja estaba

causada por la criptofita Urgorri complanatus, mientras que hacia la zona

media codominaban flagelados y diatomeas de pequeño tamaño. Cabe

destacar la presencia de la rafidofícea potencialmente tóxica Heterosigma

akashiwo, con algo más de un millón de células por litro.

En el muestreo ordinario de verano (11 de julio) en el río Nervión se

observó una floración de la diatomea Conticribra weissflogii, que viene siendo

recurrente, tal y como se relató en los informes de las campañas 2014 y

2015. En el estuario había disminuido la abundancia celular de algunas

especies dominantes unos días antes, mientras que otras progresaban.

Además, es interesante la casi desaparición de Heterosigma akashiwo pocos

días después de su bloom.

Por último, la calificación del fitoplancton correspondiente a 2016

(integrando concentración de clorofila y frecuencia de floraciones) ha sido de

“Buen Potencial” en la masa de agua exterior y de “Máximo Potencial” en la

interior. Por tanto, el impacto sobre este elemento biológico se considera que

no ha sido importante, ni en el Abra, ni en la Ría. En cualquier caso, se

recomienda continuar con el seguimiento de ambas variables, ya que las

floraciones de microalgas son muy intensas en primavera y verano, y además

algunas especies presentes pueden causar cierta alarma social por la

coloración del agua, y otras pueden causar daños en peces (ictiotóxicas, o

con estructuras silíceas, o potencialmente causantes de hipoxia).

12.3. Sedimentos

En relación a la composición granulométrica de las estaciones

muestreadas en 2016, las fracciones arenas y limo-arcillas fueron

mayoritarias en todas las estaciones, con notable variabilidad en los

porcentajes (siendo las estaciones de la cabecera del estuario y la de la

dársena de Axpe las que presentaron menor y mayor contenido de la fracción

limo-arcillas, respectivamente).



La demanda química de oxígeno y el nitrógeno orgánico total no

siguieron un patrón espacial definido, estando ambas variables

correlacionadas de forma directa, con valores mínimos en la cabecera del

estuario y máximos en el río Galindo. En cuanto al potencial redox, los valores

estuvieron en cierta medida relacionados con las características del sedimento

(contenido en limos, demanda química de oxígeno y nitrógeno).

El cadmio y el mercurio presentaron valores de contaminación fuerte

únicamente en la estación de la dársena de Portu. El resto de metales

presentaron valores de contaminación media o ligera en las diferentes

estaciones.

En cuanto al índice de carga contaminante, las estaciones más

afectadas, con un grado de contaminación global media (Icc>3), fueron dos

de las dársenas (Axpe y Portu), así como la situada en el Galindo. El resto de

estaciones mostraron contaminación global ligera (Icc>1).

Las series de datos más largas muestran una disminución de las

concentraciones en la mayoría de los metales evaluados (en las zonas del

Puente de Bizkaia y Zorroza). No obstante, en 2016 en todas las estaciones

estudiadas se superó el valor PEL en al menos uno de los metales analizados,

pudiendo implicar efectos biológicos negativos.

12.4. Comunidades del bentos de sustrato blando

Las elevadas abundancias registradas en 2016 en la estación del Puente

de Bizkaia correspondieron a la proliferación de dos taxa de anélidos

(Capitella capitata y oligoquetos), típicos de ambientes en condiciones de

estrés y de contaminación orgánica.

La estación de Galindo, la más próxima al vertido de la EDAR, presentó

en 2016 alteración moderada, con una comunidad bentónica formada casi

exclusivamente por especies oportunistas de primer orden y tolerantes (como

viene siendo durante toda la serie de seguimiento, que comenzó en 2013).

Las tres dársenas muestreadas en 2016, no reflejan tendencia de

evolución clara. No obstante, la serie de datos es aún demasiado corta en

éstas como para valorar posibles tendencias temporales.



A largo plazo, la estructura de la comunidad bentónica (densidad,

riqueza específica y diversidad) ha mostrado una mejoría progresiva en las

estaciones más internas. Sin embargo, la estación más externa (Puente de

Bizkaia) tras reflejar una tendencia positiva inicial, a partir de 2014 cambia de

tendencia y ello se agudiza en 2016 (con dominancia de especies

oportunistas), lo cual podría ser achacable a un empeoramiento de esta zona,

o quizá a su heterogeneidad espacial.

El índice biótico AMBI refleja de manera cuantitativa la mejoría del

estado de la ría, pasándose de una alteración extrema a una alteración media

en la zona interior del estuario. En la actualidad, la alteración es moderada en

la parte interior y media, pero con una clara tendencia de mejoría. Por otro

lado, el aumento de alteración en la estación del Puente de Bizkaia coincide

con los elevados valores de carga orgánica registrados en el NOT. En caso de

seguir esta situación de alteración en futuras campañas, se recomienda

realizar un seguimiento más detallado para tratar de identificar las causas.

Por último, la calificación de las comunidades bentónicas de sustrato

blando correspondiente a la zona analizada en 2016 (masa de agua interior)

ha sido de “Máximo Potencial”. Por tanto, el impacto sobre este elemento

biológico se considera que no ha sido importante. A pesar de ello, en

posteriores seguimientos debería analizarse especialmente la situación de la

estación del Puente de Bizkaia, que ha sido la única estación discordante

habiendo mostrado en 2016 un potencial ecológico “Moderado”.

12.5. Comunidades de fauna demersal

En el año 2016 se capturaron 27 especies de peces demersales, el valor

más alto de toda la serie histórica (dos más que en 2015). En todas las

campañas de fauna demersal realizadas hasta la fecha se han registrado un

total de 57 especies de peces demersales.

La riqueza específica de peces alcanzó valores superiores al año anterior

en todas las estaciones (en algunos casos, el valor más alto de toda la serie)

excepto en Olabeaga. En cuanto a los crustáceos, lo más destacable fue la

presencia mínima en el Abra interior (sólo un taxón).



En 2016 no se registró ninguna especie no observada anteriormente,

por lo que el listado faunístico de la ría se mantiene respecto al de 2015. A su

vez, Sparus aurata (dorada), Chelidonichthys lucerna (bejel), Buglossidium

luteum (tambor), Callionymus lira (primita) y Galathea squamifera

(sastrecillo) ampliaron su distribución espacial, apareciendo en nuevas zonas

del estuario, lo cual refleja la recuperación de la ría y el aumento de su

biodiversidad.

La tendencia observada en la mayor parte de las estaciones desde el

comienzo del seguimiento es de un claro incremento del número de taxones

de peces, no así en el de crustáceos. No obstante, la diversidad de peces, así

como la de la comunidad demersal en general, es un claro ejemplo de

progresión positiva en todas las estaciones.

En cuanto a la abundancia, en 2016 el valor alcanzado supera al

obtenido el año anterior en todas las estaciones excepto en Olabeaga. En un

contexto temporal amplio, se aprecia un aumento progresivo en la captura de

peces en las estaciones más internas del estuario (Olabeaga y Rontegi),

mientras que en Lamiako y Abra interior no se percibe ninguna tendencia

clara a la mejora. Por el contrario, en el caso de los crustáceos, se aprecia

una disminución progresiva de la abundancia en todas las estaciones, a

excepción de Olabeaga, donde aumenta.

En cuanto a la clasificación de las comunidades de fauna demersal sensu

la DMA, todas las estaciones en 2016 se diagnostican en “Máximo Potencial”.

A su vez, la evolución de las dos masas de agua (Nervión exterior y Nervión

interior) refleja claramente una tendencia positiva, alcanzando los últimos

años los valores más altos de calidad.

La mejora detectada a lo largo de todos los años puede asociarse al

cierre de Altos Hornos de Vizcaya, y a la progresiva entrada en

funcionamiento de distintas fases del saneamiento y reducción generalizada

de vertidos contaminantes. Se puede afirmar que la mejora del medio

acuático se debe principalmente al incremento de la concentración de oxígeno

disuelto (aumenta en todas las estaciones, incluso en las zonas media e

interior donde durante muchos años presentaban situaciones de hipoxia y

anoxia) y al descenso de las concentraciones de amonio. Los últimos años,

con la puesta en marcha del tratamiento biológico en la EDAR de Galindo

(desde 2001), la calidad del agua ha mejorado sustancialmente.

13. Observaciones y Recomendaciones 299


13. OBSERVACIONES Y RECOMENDACIONES

En los informes de años anteriores se apuntaban algunas ideas relativas

a recomendaciones y cambios que supondrían una mejora del seguimiento

(FRANCO et al., 2001; REVILLA et al., 2016). Algunas de ellas ya se han

tenido en cuenta. Otras no resultan actualmente de aplicación por los cambios

que se han producido en el programa de seguimiento. Por lo tanto, en este

apartado solo se incluyen aquellas propuestas que se consideran relevantes

en el estado actual del programa de seguimiento y que no han sido ya

presentadas en informes anteriores.

En informes anteriores se mencionaba la conveniencia de adoptar

objetivos de calidad ecológicos para los próximos años y para los diferentes

componentes del ecosistema. Asociados a tales objetivos de calidad se

podrían plantear estándares de calidad, es decir, valores de determinadas

variables que se relacionan con la calidad del medio.

Estos planteamientos se hallan en consonancia con la "filosofía" general

de la Directiva Marco del Agua (Directiva 2000/60/CE del Parlamento Europeo

y del Consejo, de 23 de octubre de 2000, por la que se establece un marco

comunitario de actuación en el ámbito de la política de aguas), normativa que

constituyó un hito en la gestión del agua en la Unión Europea y que marca la

pauta a seguir en este ámbito. Dicha Directiva y sus posteriores desarrollos

han establecido los objetivos de calidad ecológica que deben alcanzar todas

las masas de agua de la UE, así como los estándares de calidad para

componentes y variables específicas. Todo ello se ha expuesto en el apartado

11 de este informe (Calidad del estuario conforme a la Directiva Marco del

Agua), en el que se evalúa el estado de calidad del estuario del Nervión

conforme a tales requerimientos. Por ello, no se considera que se deban

plantear objetivos ni estándares de calidad diferentes a los que se establecen

en el marco normativo actual.

En este sentido conviene destacar que AZTI ha desarrollado los métodos

en uso para la evaluación de la calidad de las comunidades de peces, bentos

blando y fitoplancton (clorofila) en la CAPV y lleva participando desde el año

2005 en los grupos de trabajo internacionales que se han formado para la

implementación de la Directiva, donde ha conseguido intercalibrarlos con los

de otros Estados Miembros.

13. Observaciones y Recomendaciones 300


Una vez más conviene señalar, tal y como se hacía en el punto "e" de

este mismo apartado en el informe del año 2000, el interés de publicar los

resultados que se vienen obteniendo en este seguimiento; esto podría ser

llevado a cabo tanto desde un punto de vista científico, en congresos, grupos

de trabajo y foros similares, como desde un punto de vista más divulgativo y

didáctico, en forma de folletos, presentaciones o un libro, enfocados sobre

todo al público no especializado.

14. Bibliografía 301


14. BIBLIOGRAFÍA

AENOR 2007. Calidad del agua. Guía para el recuento de fitoplancton por microscopía

invertida (técnica de Utermöhl). Norma española UNE-EN 15204. 44 pp.

AENOR 2012. Calidad del agua. Directrices para el estudio cuantitativo y cualitativo del

fitoplancton marino. Norma española UNE-EN 15972. 29 pp.

AES 1992. Report on monitoring surveys carried out in 1991 on the Abra de Bilbao and the

estuaries of the Nervión and Barbadún. Analytical and Environmental Services,

Northumbrian Water Group, UK.

AES 1993a. Report on monitoring surveys carried out in 1989 on the Abra de Bilbao and the



AES 1993b. Report on monitoring surveys carried out in 1990 on the Abra de Bilbao and the


Northumbrian Water Group, UK, for Consorcio de Aguas de Bilbao.

AES 1993c. Report on monitoring surveys carried out in 1992 on the Abra de Bilbao and the



ANDERSON D.M. 2009. Approaches to monitoring, control and management of harmful algal

blooms (HABs). Ocean and Coastal Management, 52: 342–347.

ATTRILL M.J., 1998. A rehabilitated estuarine ecosystem: the environment and ecology of the

Thames estuary. Kluwer Academic Press.

BALD J., A. BORJA, I. MUXIKA, J. FRANCO, V. VALENCIA, 2005. Assessing reference

conditions and physico-chemical status according to the European Water Framework

Directive: a case-study from the Basque Country (Northern Spain). Marine Pollution

Bulletin, 50: 1508-1522.

BATLEY G.E. y SIMPSON, S.L. 2009. Development of guidelines for ammonia in estuarine and

marine water systems. Marine Pollution Bulletin, 58: 1472–1476.

BOE 2011. Real Decreto 60/2011, de 21 de enero, sobre las normas de calidad ambiental en

el ámbito de la política de aguas. Boletín Oficial del Estado Núm. 19, pp. 6854-6870.

http://www.boe.es.

BOE 2016. Real Decreto 1/2016, de 8 de enero, por el que se aprueba la revisión de los

Planes Hidrológicos de las demarcaciones hidrográficas del Cantábrico Occidental,

Guadalquivir, Ceuta, Melilla, Segura y Júcar, y de la parte española de las

demarcaciones hidrográficas del Cantábrico Oriental, Miño-Sil, Duero, Tajo, Guadiana y

Ebro. Boletín Oficial del Estado Núm. 16, Sec. I., pp. 2972-4301. http://www.boe.es.

BORJA A., I. MUXIKA, 2005. Guidelines for the use of AMBI (AZTI’s marine biotic index) in the

assessment of the benthic ecological quality. Marine Pollution Bulletin, 50: 787-789.



BORJA A., J. FRANCO, R. CASTRO, V. VALENCIA, F. VILLATE, 1996a. Seguimiento ambiental

de los estuarios del Nervión y Barbadún durante 1995. Informe para el Consorcio de

Aguas de la Comarca del Gran Bilbao. 205 pp. Inédito.

BORJA A., V. VALENCIA, A. URIARTE, R. CASTRO, 1996b. Red de vigilancia y control de la

calidad de las aguas litorales del País Vasco: AÑO 1995. Informe final (Nº 3) para el

Dpto. de Ordenación del Territorio, Vivienda y Medio Ambiente del Gobierno Vasco.

U.T.E. AZTI-LABEIN. 373 pp + anexos. Inédito.

BORJA A., J. FRANCO, V. VALENCIA, A. URIARTE, R. CASTRO, 1997. Red de vigilancia y

control de la calidad de las aguas litorales del País Vasco: otoño 1995-verano 1996.

Informe final. UTE AZTI-LABEIN, para Departamento de Ordenación del Territorio,

Vivienda y Medio Ambiente, Gobierno Vasco. 296 pp. + anexos.

BORJA A., J. FRANCO, V. VALENCIA, A. URIARTE, R. CASTRO, 1998. Red de vigilancia y

control de la calidad de las aguas litorales del País Vasco: otoño 1996-verano 1997,

para Departamento de Ordenación del Territorio, Vivienda y Medio Ambiente, Gobierno

Vasco. UTE AZTI-LABEIN 313 pp. + anexos. Inédito.

BORJA A., M.J. BELZUNCE, R. CASTRO, J. FRANCO, F. VILLATE, V. PÉREZ, 2000b.

Seguimiento ambiental de los estuarios del Nervión, Barbadún y Butrón durante 1999.

Informe para el Consorcio de Aguas Bilbao Bizkaia. 265 pp. + anexos. Inédito.

BORJA A., J. FRANCO, V. PÉREZ, 2000c. A marine Biotic Index, to establish the ecological

quality of soft-bottom benthos within European estuarine and coastal environments.

Marine Pollution Bulletin, 40:1100-1114.

BORJA A., J. FRANCO, M.J. BELZUNCE, V. VALENCIA, 2001. Red de vigilancia y control de la

calidad de las aguas litorales del País Vasco: otoño 1999-verano 2000. UTE AZTI-

LABEIN, para Departamento de Ordenación del Territorio, Vivienda y Medio Ambiente,

Gobierno Vasco. 430 pp. + anexos. Inédito.

BORJA A., GARCÍA DE BIKUÑA, B., BLANCO, J.M., AGIRRE, A., AIERBE, E., BALD, J.,

BELZUNCE, M.J., FRAILE, H., FRANCO, J., GANDARIAS, O., GOIKOETXEA, I.,

LEONARDO, J.M., LONBIDE, L., MOSO, M., MUXIKA, I., PÉREZ, V., SANTORO, F.,

SOLAUN, O., TELLO, E.M., VALENCIA, V. 2003a. Red de Vigilancia de las masas de

agua superficial de la Comunidad Autónoma del País Vasco. Tomo 4: Unidad

Hidrológica del Ibaizabal. Departamento de Ordenación del Territorio y Medio

Ambiente, Gobierno Vasco. 373 pp.

BORJA A., I. MUXIKA, J. FRANCO, 2003b. The application of a Marine Biotic Index to different

impact sources affecting soft-bottom benthic communities along European coasts.

Marine Polllution Bulletin, 46: 835-845.

BORJA A., J. FRANCO, V. VALENCIA, J. BALD, I. MUXIKA, M.J. BELZUNCE, O. SOLAUN, 2004a.

Implementation of the European water framework directive from the Basque country

(northern Spain): a methodological approach. Marine Pollution Bulletin, 48: 209-218.

BORJA A., AGUIRREZABALAGA, F., MARTÍNEZ, J., SOLA, J.C., GARCÍA-ARBERAS, L.,

GOROSTIAGA, J.M. 2004b. Benthic communities, biogeography and resources

management. En: Á. Borja y M. Collins, (Ed.), Oceanography and Marine Environment

of the Basque Country, Elsevier Oceanography Series, 70, Amsterdam: 455-492.



BORJA A., MUXIKA, I., FRANCO, J. 2006. Long-term recovery of soft-bottom benthos

following urban and industrial sewage treatment in the Nervión estuary (southern

Bay of Biscay). Marine Ecology Progress Series, 313: 43–55.

BORJA A., MADER, J., MUXIKA, I., RODRÍGUEZ, J.G., BALD, J. 2008. Using M-AMBI in

assessing benthic quality within the Water Framework Directive: Some remarks and

recommendations. Marine Pollution Bulletin, 56: 1377-1379.

BORJA A., BALD, J., BELZUNCE, M.J., FRANCO, J., GARMENDIA, J.M., LARRETA, J.,

MENCHACA, I., MUXIKA, I., REVILLA, M., RODRÍGUEZ, J.G., SOLAUN, O., URIARTE, A.,

VALENCIA, V., ZORITA, I., ADARRAGA, I., AGUIRREZABALAGA, F., CRUZ, I., LAZA, A.,

MARQUIEGUI, M.A., MARTÍNEZ, J., ORIVE, E., RUIZ, J.M., SOLA, J.C., MANZANOS, A.

2013. Red de Seguimiento del Estado Ecológico de las Aguas de Transición y Costeras

de la Comunidad Autónoma del País Vasco. Informe de AZTI para la Agencia Vasca del

Agua. 20 tomos, 641 pp.

BORJA A., J. BALD, M.J. BELZUNCE, J. FRANCO, J.M. GARMENDIA, J. LARRETA, I. MENCHACA,

I. MUXIKA, M. REVILLA, J.G. RODRÍGUEZ, O. SOLAUN, A. URIARTE, V. VALENCIA, I.

ZORITA, I. ADARRAGA, F. AGUIRREZABALAGA, J.C. SOLA, I. CRUZ, M.A. MARQUIEGUI,

J. MARTÍNEZ, J.M. RUIZ, M. CANO, A. LAZA-MARTÍNEZ, A. MANZANOS. 2016. Red de

seguimiento del estado ecológico de las aguas de transición y costeras de la CAPV,

Campaña 2015. Informe de AZTI para la Agencia Vasca del Agua. 445 pp.

BORJA A., J. BALD, M.J. BELZUNCE, J. FRANCO, J.M. GARMENDIA, J. LARRETA, I. MENCHACA,

I. MUXIKA, M. REVILLA, J.G. RODRÍGUEZ, O. SOLAUN, A. URIARTE, V. VALENCIA, I.

ZORITA, I. ADARRAGA, F. AGUIRREZABALAGA, J.C. SOLA, I. CRUZ, M.A. MARQUIEGUI,

J. MARTÍNEZ, J.M. RUIZ, M. CANO, A. LAZA-MARTÍNEZ, A. MANZANOS. Red de

seguimiento del estado ecológico de las aguas de transición y costeras de la CAPV,

Campaña 2016. Informe de AZTI para la Agencia Vasca del Agua (En preparación).

BURKHOLDER J.M., MALLIN, M.A., H. GLASGOW, JR., 1999. Fish kills, bottom-water hypoxia,

and the toxic Pfiesteria complex in the Neuse river and estuary. Marine Ecology

Progress Series, 179: 301-310.

CABB 1997. Control de calidad en el estuario del Nervión. Año 1996. Consorcio de Aguas del

Gran Bilbao, 45 pp. + anexos.

CABB 1998. Informe sobre el control de calidad en estuarios, ríos y playas durante el año

1997. Consorcio de Aguas Bilbao Bizkaia, 57 pp + anexos.


1998. Consorcio de Aguas Bilbao Bizkaia, 74 pp.









CEARRETA A., IRABIEN, M.J., PASCUAL, A. 2004. Human activities along the Basque coast

during the last two centuries: geological perpective of recent anthropogenic impact on

the coast and its environmental consequences. En: Á. Borja y M. Collins, (Ed.),

Oceanography and Marine Environment of the Basque Country, Elsevier Oceanography

Series, 70, Amsterdam, 27-50.

D'ELIA C.F., L.W. HARDING Jr., M. LEFFLER, G.B. MACKIERNAN, 1992. The role and control of

nutrients in Chesapeake Bay. Wat. Sci. Tech., 26: 2635-2644.

DIAZ R.J., R. ROSENBERG, 1995. Marine benthic hypoxia: a review of its ecological effects

and the behavioural responses of benthic macrofauna. Oceanography and Marine

Biology: Annual Review, 33: 245-303.

EDLER L., M. ELBRÄCHTER, 2010. The Utermöhl method for quantitative phytoplankton

analysis. En: B. Karlson, C. Cusack, E. Bresnan (Eds.). Microscopic and molecular

methods for quantitative phytoplankton analysis. IOC Manuals and Guides, 55: 13-22.

Paris, UNESCO.

ENTEC 1994. Report on monitoring surveys carried out in 1993 on the Abra de Bilbao and the



ENTEC 1995. Report on sampling procedures employed in 1994 in the biological monitoring of

the Abra de Bilbao, Spain. Entec Europe Ltd., Northumbrian Water Group, UK.

FAIRBRIDGE R.W., 1980. The estuary: Its definition and geodynamic cycle. En: Olausson, E. y

I. Cato (Eds.). Chemistry and biochemistry of estuaries, 1-35. Wiley, New York.

FOLK R.L., 1974, The petrology of sedimentary rocks. Austin, Texas. Hemphill Publishing Co.,

182 pp.

FRANCO J., 1994. Variabilidad espacio-temporal de la biomasa y producción del fitoplancton

el estuario de Urdaibai. Tesis doctoral. Universidad del País Vasco.

FRANCO J., R. CASTRO, A. BORJA, F. VILLATE, 1997. Seguimiento ambiental de los estuarios

del Nervión y Barbadún durante 1996. Informe para el Consorcio de Aguas Bilbao

Bizkaia, 188 pp + anexos. Inédito.

FRANCO J.; R. CASTRO; A. BORJA, F. VILLATE, 1998. Seguimiento ambiental de los estuarios

del Nervión, Barbadún y Butrón durante 1997. Informe para el Consorcio de Aguas

Bilbao Bizkaia, 227 pp + anexos. Inédito.

FRANCO J., A. BORJA, R. CASTRO, O. SOLAUN, M.J. BENZUNCE, V. PÉREZ, F. VILLATE, 2001.


Informe para el Consorcio de Aguas Bilbao Bizkaia, 273 pp + anexos. Inédito.

FRANCO J., A. BORJA, R. CASTRO, O. SOLAUN, F. VILLATE, 2002. Seguimiento ambiental de

los estuarios del Nervión, Barbadún y Butrón durante 2001. Informe para el Consorcio

de Aguas Bilbao Bizkaia, 273 pp + anexos. Inédito.

FRANCO J. Á. BORJA, R. CASTRO, O. SOLAUN, I. MUXIKA, F. VILLATE, E. AIERBE. 2004.


AZTI Informe Técnico. Pasaia. 198 pp. + Anexos.



FRANCO J., R. CASTRO, I. MUXIKA, A. URIARTE, F. VILLATE, A. BORJA, O. SOLAUN, J.G.

RODRÍGUEZ. 2005. Seguimiento ambiental de los estuarios del Nervión, Barbadún y

Butrón durante 2004. AZTI Informe Técnico. Pasaia. 211 pp.

FRANCO J., BORJA, A., CASTRO, R., SOLAUN, O., MUXIKA, I., REVILLA, M., URIARTE, A.,

RODRÍGUEZ, J.G., VILLATE, F., ORIVE, E. 2006. Seguimiento ambiental de los

estuarios del Nervión, Barbadún y Butrón durante 2005. Informe para el Consorcio de

Aguas Bilbao Bizkaia: 240 pp. + anexos. Inédito.

FRANCO J., A. BORJA, R. CASTRO, M.J. BELZUNCE, I. MUXIKA, M. REVILLA, A. URIARTE, J.G.

RODRÍGUEZ, F. VILLATE, E. ORIVE, S. SEOANE, A. LAZA, 2007. Seguimiento ambiental

de los estuarios del Nervión, Barbadún y Butrón durante 2006. Informe Técnico

elaborado por AZTI-Tecnalia para Consorcio de Aguas Bilbao Bizkaia. 279 pp (más

anexos). Inédito.

FRANCO J., A. BORJA, R. CASTRO, J. LARRETA, I. MUXIKA, M. REVILLA, A. URIARTE, J.G.


de los estuarios del Nervión y Butrón durante 2007. Informe Técnico elaborado por

AZTI-Tecnalia para Consorcio de Aguas Bilbao Bizkaia. 268 pp (más anexos). Inédito.









FRANCO J., J. BALD, A. BORJA, R. CASTRO, J. LARRETA, I. MENCHACA, I. MUXIKA, M.

REVILLA, A. URIARTE, J.G. RODRÍGUEZ, F., I. ZORITA, VILLATE, E. ORIVE, S. SEOANE,

A. LAZA, 2011. Seguimiento ambiental de los estuarios del Nervión y Butrón durante

2010. Informe Técnico elaborado por AZTI-Tecnalia para Consorcio de Aguas Bilbao

Bizkaia. 319 pp (más anexos). Inédito.

FRANCO J., J. BALD, A. BORJA, R. CASTRO, J. LARRETA, I. MENCHACA, I. MUXIKA, M.

REVILLA, A. URIARTE, J.G. RODRÍGUEZ, F., I. ZORITA, VILLATE, E. ORIVE, S. SEOANE,

A. LAZA, 2012. Seguimiento ambiental de los estuarios del Nervión y Butrón durante

2011. Informe Técnico elaborado por AZTI-Tecnalia para Consorcio de Aguas Bilbao

Bizkaia. 357 pp (más anexos). Inédito.

FRANCO J., J. BALD, A. BORJA, R. CASTRO, J. LARRETA, N. CUEVAS, I. MUXIKA, I.

MENCHACA, A. URIARTE, M. REVILLA, I. ZORITA, J.G. RODRÍGUEZ, F., E. ORIVE,

VILLATE, A. LAZA, S. SEOANE, 2013. Seguimiento ambiental de los estuarios del

Nervión, Barbadún y Butrón durante 2012. Informe Técnico elaborado por AZTI-

Tecnalia para Consorcio de Aguas Bilbao Bizkaia. 398 pp. Inédito.

GARCIA-BIKUÑA B., L. DOCAMPO, 1990. Limnología de los ríos de Vizcaya. Teorías,

Aplicaciones e Implicaciones Biológicas. Dpto. Urbanismo, Vivienda y Medio Ambiente,

Gobierno Vasco. Vitoria-Gasteiz.



GONZÁLEZ OREJA J.A., J.I. SAÍZ SALINAS, 2000. Simulación de la recuperación biológica de

la Ría de Bilbao. XI Simposio Ibérico de Estudios del Bentos Marino.

GOROSTIAGA J.M., DÍEZ, I., 1996. Changes in the sublittoral benthic marine macroalgae in

the polluted area of Abra de Bilbao and proximal coast (Northern Spain). Marine

Ecology Progress Series, 130: 157-167.

GUILLARD R.R.L., J.H. RYTHER, 1962. Studies of marine planktonic diatoms. I. Cyclotella

nana Hutedt and Detonula confervacea Cleve. Can. J. Microbiol. 8: 229-239.

HALLEGRAEFF G.M., 1993. A review of harmful algal blooms and their apparent global

increase. Phycologia, 32: 79-99.

HALLEGRAEFF G.M., 2003. Harmful algal blooms: A global overview. En: Manual on Harmful

Marine Microalgae. Eds. Hallegraeff G.M., Anderson D.M. & Cembella A.D. UNESCO,

Paris. pp. 25-50.

JOURDE J., P-G. SAURIAU, S. GUENNETEAU, E. CAILLOT, 2013. First record of Grandidierella

japonica Stephensen, 1938 (Amphipoda: Aoridae) from mainland Europe. BioInvasions

Records, 2(1): 51-55.

KEMP W.M., P.A. SAMPOU, J. GARBER, J. TUTTLE, W.R. BOYNTON, 1992. Seasonal depletion

of oxygen from bottom waters of Chesapeake Bay: roles of benthic and planktonic

respiration and physical exchange processes. Marine Ecology Progress Series, 85: 137-

152.

KETCHUM B., 1983. Ecosystems of the world, 26: Estuaries and Enclosed Seas. Elsevier

Scientific Publishing Company, Amsterdam. 500 pp.

LONG E.R., D.D. MACDONALD, S.L. SMITH, F.D. CALDER, 1995. Incidence of adverse

biological effects within ranges of chemical concentrations in marine and estuarine

sediments. Environmental Management, 19: 81-97.

MALLE K.-G., 1996. Cleaning Up the River Rhine. Scientific American.

MARKHAM J.W., E. HAGMEIER, 1982. Observations on the effects of germanium dioxide on

the growth of macro-algae and diatoms. Phycologia 21 (2): 125-130.

MASÓ M., E. GARCÉS, 2006. Harmful microalgae blooms (HAB); problematic and conditions

that induce them. Marine Pollution Bulletin, 53: 620–630.

MENCHACA I., A. BORJA, M.J. BELZUNCE-SEGARRA, J. FRNACO, J.M. GARMENDIA, J.

LARRETA, J.G. RODRIGUEZ, 2012. An empirical approach to the determination of metal

regional Sediment Quality Guidelines, within the European Water Framework Directive.

Chemistry and Ecology, 28: 205-220.

MORA J. 1982. Consideraciones generales sobre la macrofauna bentónica de la ría de Arosa.

Oecol. Aquat. 6:41-50.

MÜLLER G. 1979. Schwermetalle in den Sedimenten des Rheins. Veränderungen seit 1971.

Umschau, 79: 78-783.

MUXIKA I. 2007. AMBI, una herramienta para la evaluación del estado de las comunidades

bentónicas: modo de uso y aplicación a la Directiva Marco del Agua. Tesis Doctoral.

Euskal Herriko Unibertsitatea/Universidad del País Vasco, Leioa: 230 pp.



MUXIKA I., BORJA, A., BONNE, W. 2005. The suitability of the marine biotic index (AMBI) to

new impact sources along European coasts. Ecological Indicators, 5: 19-31.

MUXIKA I., BORJA, A., BALD, J. 2007. Using historical data, expert judgement and

multivariate analysis in assessing reference conditions and benthic ecological status,

according to the European Water Framework Directive. Marine Pollution Bulletin, 55:

16-29.

PEARSON T.H., R. ROSENBERG, 1978. Macrobenthic succession in relation to organic

enrichement and pollution of the marine environment. Oceanogr. Mar. Biol. Ann. Rev.,

16:229-311

PIELOU E.C., 1966. Shannon's formula as a measure of specific diversity, its use and misure.

Amer. Nat. 100:463-465

PRITCHARD D., 1967. What is an estuary: physical viewpoint. En: G. H. Lawff (Ed.) Estuaries,

3-5. Amer. Assoc. Adv. Sci., Washington, D. C.

REGUERA B., BLANCO, J., FERNÁNDEZ, M.L., T. WYATT, (EDS.). 1998. Harmful algae. VIII

International Conference. Xunta de Galicia. Vigo. Spain.

REVILLA M., J. FRANCO, I. MENCHACA, J.G. RODRÍGUEZ, J.M. GARMENDIA, A. URIARTE, I.

ZORITA, N. CUEVAS, J. BALD, I. MUXIKA, A. LAZA, E. ORIVE, 2014a. Plan de Vigilancia

del medio receptor del vertido de la EDAR de Galindo. Año 2013. Informe Técnico

elaborado por AZTI-Tecnalia para Consorcio de Aguas Bilbao Bizkaia. 331 pp. Inédito.

REVILLA M., GARMENDIA J.M., URIARTE A., SOLAUN O., ZORITA I., FRANCO J., 2014b.

Eutrofización en el medio marino del País Vasco: influencia antrópica e impactos sobre

el fitoplancton. Informe elaborado por AZTI-Tecnalia para la Agencia Vasca del Agua.

120 pp.

REVILLA M., J. FRANCO, I. MENCHACA, J.G. RODRÍGUEZ, J.M. GARMENDIA, I. MUXIKA, I.

ZORITA, A. URIARTE, J. BALD, A. LAZA, E. ORIVE, 2015. Plan de Vigilancia del medio

receptor del vertido de la EDAR de Galindo. Año 2014. Informe Técnico elaborado por

AZTI-Tecnalia para Consorcio de Aguas Bilbao Bizkaia. 349 pp. Inédito.

REVILLA M., J. BALD, J. FRANCO, J.M. GARMENDIA, I. MUXIKA, J.G. RODRÍGUEZ, A.

URIARTE, I. ZORITA, A. LAZA-MARTÍNEZ, J.M. GOROSTIAGA, J.I. SAIZ SALINAS, I.

DÍEZ, M. BUSTAMANTE, E. QUINTANO, J. TAJADURA, N. MUGUERZA, 2016. Plan de

Vigilancia del medio receptor del vertido de la EDAR de Galindo. Año 2015. Informe

Técnico elaborado por AZTI-Tecnalia para Consorcio de Aguas Bilbao Bizkaia. 360 pp.

Inédito.

RIVAS V., A. CENDRERO, 1992. Análisis histórico de la evolución superficial de los estuarios

del País Vasco. Lurralde, 15: 199-227.

RODRIGUEZ J.G., TUEROS, I., BORJA, A., BELZUNCE, M.J., FRANCO, J., SOLAUN, O.,

VALENCIA, V., ZUAZU, A. 2006. Maximum likelihood mixture estimation to determine

metal background values in estuarine and coastal sediments within the European Water

Framework Directive. Science of the Total Environment, 370: 278-293.



RUIZ A., J. FRANCO, E. ORIVE, 1994. Suspended particulate matter dynamics in the shallow

mesotidal Urdaibai estuary (Bay of Biscay, Spain). Netherlands Journal of Aquatic

Ecology, 28 (3-4): 309-316.

SAIZ SALINAS J. I., G. FRANCÉS, X. IMAZ, 1996. Uso de bioindicadores en la evaluación de la

contaminación de la Ría de Bilbao. Servicio editorial, Universidad del País Vasco. 128

pp. + fotografías.

SEAPY R.R., C.L. KITTING, 1978. Spatial structure of an intertidal molluscan assemblage on a

sheltered sandy beach. Marine Biology., 46:137-145.

SEOANE S., LAZA A., URRUTXURTU I., E. ORIVE, 2005. Phytoplankton assemblages and their

dominant pigments in the Nervion River estuary. Hydrobiologia, 549: 1-13.

SEOANE S., LAZA A. y E. ORIVE, 2006. Monitoring phytoplankton assemblages in estuarine

waters: The application of pigment analysis and microscopy to size-fractionated

samples. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 67: 343-354.

SEOANE S., A. PUENTE, X. GUINDA, J.A. JUANES, 2012. Bloom forming and toxic

phytoplankton in transitional and coastal waters of Cantabria region coast

(Southeastern Bay of Biscay, Spain). Marine Pollution Bulletin, 64: 2860–2866.

SHANNON C.E., W. WEAVER, 1963. The mathematical theory of communication. Urbana

Univ.Press, Illinois, pp. 117-127.

SMAYDA T.J., 1997. Harmful algal blooms: their ecophysiology and general relevance to

phytoplankton blooms in the sea. Limnology and Oceanography, 42: 1137-1153.

SOLA M.J., B. ALONSO, A. RAMOS, L. CANTON, I. LEGORBURU, 1990. Metales pesados en

sedimentos del litoral de Guipúzcoa. V Sem.Quí.Mar., Universidad de Cádiz, 5:205-213

SWAN S.C., K. DAVIDSON, 2012. Monitoring Programme for the Presence of Toxin Producing

Plankton in Shellfish Production Areas in Scotland. Contract Reference:

FS315019/PAU179E. Food Standards Agency. 70 pp.

TRAINER V., L. SUDDLESON, 2005. Monitoring approaches for early warning of DA Events in

Washington State. Oceanography, 18 (2): 228–237.

UNIVERSIDAD DEL PAIS VASCO, 1985. Estudio oceanográfico del Abra de Bilbao y su

entorno. Universidad del País Vasco - Fundación Euskoiker, Bilbao, Spain.

URA y CONFEDERACIÓN HIDROGRÁFICA DEL CANTÁBRICO, 2015. Propuesta de Proyecto de

Plan Hidrológico, Revisión 2015 – 2021. Parte española de la Demarcación Hidrográfica

del Cantábrico Oriental. MEMORIA - ANEJO VIII: Seguimiento y evaluación del estado.

Octubre de 2015. http://www.uragentzia.euskadi.eus/nuevo-plan-hidrologico-

cantabrico-oriental-2015-2021/u81-000333/es/

URIARTE A., A. BORJA, 2009. Assessing fish quality in transitional waters, within the

European Water Framework Directive: setting boundary classes and responding to

anthropogenic pressures. Journal of Estuarine, Coastal and Shelf Science, 82: 214-

224.

URRUTIA J., 1986. Estudio de la estructura y funcionamiento del estuario del Nervión en

relación a la dinámica del fitoplancton. Tesis Doctoral. UPV., 279 pp.



UTERMÖHL H., 1958. Zur vervollkommung der quantitativen Phytoplankton-Methodik.

Mitteilungen der Internationalen Vereinigung für Theoretsche und Angewandte

Limnologic, 9:1-38.

VALENCIA V., A. BORJA, J. FRANCO, I. GALPARSORO, E. TELLO, 2004. Medio físico y dinámica

de los estuarios de la Costa Vasca. Aplicaciones en Ecología y Gestión. Informe para la

Dirección de Biodiversidad del Gobierno Vasco. 92 pp. Inédito.

VAN DOLAH F.M., 2000. Marine algal toxins: Origins, health effects, and their increased

occurrence. Environmental Health Perspectives, 108: 133-141.

VIEITEZ J.M., 1976. Ecología de poliquetos y moluscos de la playa de Meira (ría de Vigo),

Investigación Pesquera. 40(1):223-248.

WEISKEL P.K., B.L. HOWES, G.R. HEUFELDER, 1996. Coliform contamination of a coastal

embayment: sources and transport pathways. Environmental Science and Technology

30: 1872-1881.

ZAR J. H. 1999. Biostatistical analysis. 4th edition. Prentice Hall, Inc. New Jersey.

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