la diagnosis y mejora de los ecosistemas fluviales mediante

LA DIAGNOSIS Y MEJORA DE LOS ECOSISTEMAS FLUVIALES
MEDIANTE LA DIRECTIVA MARCO DEL AGUA
Antoni Munné 1 y Narcís Prat 2
1.
2.
Área de Planificación. Agencia Catalana del Agua
Departamento de Ecología. Universidad de Barcelona
1. Introducción
El estudio de los ecosistemas acuáticos (ríos, lagos, embalses, humedales, etc.), se ha convertido, en
las últimas décadas, en un elemento clave para mejorar el conocimiento que tenemos sobre la
estructura de las comunidades que los habitan, y entender mejor la relación entre ellas y su entorno.
La estructura y composición de las comunidades presentes en un ecosistema acuático es fruto, en
mayor o menor medida, de una serie de interacciones bióticas (depredación, competencia, etc.), y de
la estructura y composición de los hábitats presentes, que pueden variar a lo largo del tiempo y del
espacio.
En el caso de los ríos, la estructura de las comunidades y sus interacciones varían en función de su
contexto y entorno ambiental (Illies y Botosaneanu, 1963), y a lo largo de los cursos fluviales
(Vannote et al., 1980; Minshall et al., 1985). Al mismo tiempo, la variabilidad en el régimen de
caudales condiciona los hábitats existentes, la morfometría fluvial y la interacción o conectividad
lateral de los sistemas fluviales con las zonas inundables y los ecosistemas riparios (Junk et al., 1989).
También la variabilidad temporal y espacial de los procesos fluviales condiciona las comunidades
existentes en cada tramo y momento (Ward y Stanford, 1983), ligadas a los procesos hidrológicos
(Poff et al., 1997) e hidráulicos (Statzner y Higler, 1986), y éstos dependen de fenómenos o factores
que, a diferente escala, condicionan de manera jerarquizada dicha situación (Frissel et al., 1986). De
todas maneras, no están aún bien definidas las relaciones existentes ni el grado de interacción entre los
diversos elementos y variables ambientales a diferente escala, y su influencia sobre la estructura de las
comunidades biológicas que habitan los sistemas fluviales, aunque cada uno de los diversos elementos
tiene una importancia relativa en la caracterización final de la estructura y de su composición (Allan
et al., 1997; Vinson y Hawkind, 1998).
En el ámbito mediterráneo, los sistemas fluviales presentan una singularidad añadida fundamentada
por la marcada temporalidad en el régimen de caudales. Mientras que la mayoría de sistemas
fluviales, sobre todo los de carácter centroeuropeo, presentan un régimen de caudales más o menos
estables a lo largo del tiempo, a pesar de las fluctuaciones naturales, los torrentes y las rieras
mediterráneos se caracterizan por una acentuada intermitencia y temporalidad del flujo, que combina
fuertes y súbitas crecidas con períodos de sequía, lo que condiciona significativamente la morfometría
y morfodinámica del sistema fluvial (Uys y 0’Keeffe, 1997). Estos sistemas muestran una
singularidad en el funcionamiento y la estructura de las comunidades biológicas (Boulton, 1986;
Sabater, et al., 1993; Gasith y Resh, 1999; Vidal-Abarca, 2001), y una acentuada variabilidad y
secuenciación temporal (Prat et al., 2000). Esta situación provoca que los elementos de análisis y
gestión utilizados y desarrollados hasta ahora en ecosistemas fluviales, básicamente diseñados para
sistemas con un régimen hidrológico más estable, puedan llegar a ser insuficientes o inadecuados para
estos sistemas, y sea necesaria la busca e implementación de nuevos protocolos de análisis y modelos
de gestión que, incluso, tengan en cuenta diferentes elementos de la estructura física y biológica de
estos sistemas peculiares (Moreno et al., 1996; Munné, 2003).
En general, el mejor conocimiento que tenemos de los sistemas fluviales debe permitirnos
diagnosticar, de manera integral, el grado de alteración que sufren estos sistemas, y proponer los
modelos de gestión y protección más adecuados. Este es el principio fundamental en que se basa la
Directiva marco del agua cuando propone una política marco en la gestión de los recursos hídricos:
compatibilizar el uso que se hace del agua y de su espacio asociado (partes fundamentales de los
ecosistemas acuáticos) con el buen estado de salud de estos sistemas, que permita una buena
estructura y funcionamiento de los ecosistemas de manera sostenible a lo largo del tiempo. Los
protocolos necesarios para la diagnosis del estado de salud se deben basar en la combinación de
indicadores biológicos, hidromorfológicos y fisicoquímicos que sean capaces de aportarnos la
información necesaria y, al mismo tiempo, se ajusten al contexto estructural y funcional de estos
ecosistemas.
2. La Directiva marco del agua
A finales de 2000, la Comisión y el Parlamento europeos aprobaron y publicaron la denominada
Directiva marco del agua (2000/60/CE) (DOCE, 2000) (en adelante, DMA). Como su nombre indica,
esta normativa europea intenta dar un marco de actuación común sobre la gestión del agua a todos los
Estados miembros de la Unión Europea. El agua deja de ser vista exclusivamente como recurso, y es
contemplada como elemento básico de los ecosistemas hídricos y parte fundamental para el
sostenimiento de una buena calidad ambiental. En esta normativa, los aspectos biológicos, y también
los hidromorfológicos, toman relevancia en la diagnosis integrada de la calidad, y propone la
regulación del uso del agua y los espacios asociados a partir de la capacidad receptora que estos tienen
sobre los diferentes tipos de impacto que pueden soportar. De esta manera, se promueve la
explotación y el uso de los recursos, y los espacios hídricos, de manera responsable, racional y
sostenible, de tal manera que se pueda garantizar, a lo largo del tiempo, el mantenimiento de la
comunidad propia del sistema, o lo más similar posible, es decir, el “buen estado ecológico”.
Esta normativa comunitaria nace, en cierta medida, de la insatisfacción generalizada, en Europa, que
han producido la ejecución de los diferentes planes y programas de saneamiento y mejora de los
sistemas acuáticos, los cuales, en muchos casos, no han obtenido los resultados esperables o deseados.
A pesar de limitar los vertidos y las agresiones al medio, y mejorar la calidad fisicoquímica, los
ecosistemas acuáticos, en muchos casos, no han recuperado su estado de salud. Esta Directiva quiere
cambiar la tendencia, utilizada en directivas precedentes, de limitar los vertidos (91/271/CEE,
76/464/CEE), o determinar la calidad del medio en función de sus usos (75/440, 76/160, 78/659 y
79/923), e introduce los principios básicos siguientes:
• Principio de no deterioro, mantenimiento y consecución del buen estado de las masas de agua
superficiales y subterráneas. La necesidad de limitar los usos, los vertidos o las actividades que
afectan al medio hídrico, directa o indirectamente, en función del medio receptor y de su
capacidad de soportar los mencionados impactos. Así, los sistemas acuáticos deberán
caracterizarse y tipificarse para ajustar mejor los protocolos de diagnosis y el modelo de gestión
sobre el sistema.
• Principio del enfoque combinado de la contaminación y gestión integrada del recurso. La
Directiva recoge los objetivos y las finalidades de directivas anteriores, y las engloba en una
visión integradora de los sistemas a analizar, en nuestro caso los sistemas acuáticos, con un
enfoque combinado y desde un punto de vista ecosistémico. La limitación en el uso del agua, los
vertidos o las actividades que tienen impacto sobre los ecosistemas hídricos se realiza a partir de
un análisis integrado del medio que, además de considerar los elementos fisicoquímicos
adecuados para el mantenimiento de una buena calidad, prevé el uso de los principales elementos
naturales que lo conforman (las comunidades biológicas), y la calidad de la estructura que lo
soporta (el hábitat). La unidad (parte del sistema hídrico) sobre la que se elabora la gestión
integrada, el programa de control y el programa de medidas para la consecución o mantenimiento
del buen estado ecológico se denomina masa de agua.
• Principio de plena recuperación de costes de los servicios relacionados con el agua y los espacios
acuáticos. La nueva Directiva introduce el concepto de plena recuperación e internalización de
los costes, también los ambientales, derivados de los servicios relacionados con el uso de la agua,
y del mantenimiento sostenible del buen estado de salud de los ecosistemas asociados. El tributo
sobre el uso del agua y del espacio fluvial de manera sostenible debe repercutir sobre el
beneficiario o titular de la actividad.
• Principio de participación pública y transparencia en las políticas del agua. La gestión de los
recursos y los programas de medidas y de control, que deben ser integrados dentro el nuevo Plan
de gestión (nuevo Plan hidrológico) para conseguir el buen estado ecológico de los sistemas
fluviales, se deben elaborar a través de la participación y el consenso sociales, a partir de
mecanismos de participación ciudadana, y bajo una total transparencia pública.
La principal finalidad de la DMA es la consecución y el mantenimiento del buen Estado
Ecológico y Químico para las aguas superficiales, el buen Potencial Ecológico y Químico
para las masas declaradas fuertemente modificadas, y el buen Estado Químico y Cuantitativo
para las aguas subterráneas, a través de una serie de compromisos y trabajos a realizar antes
del final de 2015 (figura 1). Cabe destacar que la propia Directiva contempla mecanismos de
aplazamiento de objetivos y reducción de las exigencias a partir de la declaración de
diferentes masas de agua como fuertemente modificadas en razón de su condición de
irreversibilidad por motivos económicos, sociales o ambientales en la consecución del buen
Estado Ecológico.
2003
1. Delimitación de la Demarcación Hidrográfica y asignación de la Autoridad
Competente (artículo 3). Para antes del 22 de diciembre de 2003.
2004
2006
2009
2. Caracterización de la Demarcación Hidrográfica, análisis del estado del
medio, y análisis económico (artículo 5). Para final de 2004, revisados antes
del 22 de diciembre de 2013 y cada 6 años.
3. Programa de seguimiento (artículo 8). Operativo antes del final de 2006 y se
revisará conjuntamente con el Plan de gestión.
4. Programa de medidas (artículo 11). Se redactará y aprobará antes del final de
2009, las medidas serán operativas antes del final de 2012, y se revisará como
máximo antes del 22 de diciembre de 2015, y posteriormente cada seis años.
5. Plan de gestión (artículo 13). El Plan de gestión se publicará y entrará en vigor
antes del 22 de diciembre de 2009 y se actualizará antes del 22 de diciembre de
2015, y posteriormente cada 6 años. Para la participación ciudadana e
información pública, siguiendo el principio de transparencia, se elaborará y se
hará público un esquema de los principales temas a tratar en la redacción del
Plan de gestión dos años antes de su publicación, como máximo antes del 22 de
diciembre de 2007, y un ejemplar del proyecto de Plan de gestión se deberá
publicar un año antes de ser aprobado, como máximo antes del 22 de diciembre
de 2008, para su consulta y revisión.
2015
6. Consecución del Buen Estado de las masas de agua (artículo 4). A conseguir
antes del 22 de diciembre de 2015.
Figura 1. Resumen esquemático del calendario de las principales actuaciones a llevar a cabo según la Directiva marco
del Agua (2000/60/CE).
3. El concepto de bioindicador
El concepto de bioindicador ya existía mucho antes de la aparición y publicación de la DMA
(Kolkwitz y Marsson, 1908; Woodiwiss, 1964; Margalef, 1969; Prat et al.., 1979), aunque la Directiva
marco del agua le otorga carácter normativo al utilizarlo como valor de referencia, y como elemento
de diagnosis y control en la gestión de los recursos hídricos. Se entiende como indicador biológico, o
bioindicador, un organismo o grupo de organismos cuya simple presencia en el medio analizado
aporta información de sus características y estado de salud. Las variables fisicoquímicas que se
utilizan para la calificación del estado de los sistemas acuáticos dan una información concreta que nos
ayuda a interpretar la calidad del agua para la vida fluvial, pero que, por una parte, pueden tener
grandes fluctuaciones en períodos cortos de tiempo, y, por otra, informan sólo de las variables
medidas en el período de muestreo concreto. En cuanto a los organismos presentes en el sistema
analizado, éstos tienen ciclos biológicos más o menos largos, y su presencia demuestra la continuidad
de unas condiciones ambientales determinadas que se habrían mantenido a lo largo del tiempo, como
mínimo el tiempo de su ciclo biológico. Por otro lado, también, la utilización de organismos acuáticos
para la determinación de la calidad del agua integra los efectos de todos los elementos contaminantes
existentes en el río y posibles sinergias. Los organismos encontrados en el medio analizado, junto con
el conocimiento de las condiciones mínimas que cada uno de ellos puede soportar y la comparación
con las comunidades existentes en estado natural o sin perturbar, nos aportan información sobre la
calidad del sistema o el grado de afección que soporta el ecosistema.
En muchos de los estudios realizados, es patente la degradación de los ecosistemas fluviales a causa
de todo tipo de actuaciones humanas (Prat et al., 2002), sobre todo a partir de la segunda mitad del
siglo XX (Prat et al. 2000a). La contaminación y la eutrofización del medio por diversos vertidos de
origen orgánico urbano, ganadero y/o industrial, la falta de caudales mínimos circulantes para
extracciones o sus derivaciones, la destrucción de la vegetación de ribera por el paso de
infraestructuras y usos poco respetuosos, la modificación de la morfometría de las zonas inundables,
la desestabilización morfodinámica en el equilibrio erosión/sedimentación, y, en general, el creciente
uso y urbanización del suelo y la desestructuración de los ecosistemas forestales terrestres han sido
alteraciones que han degradado progresivamente el estado de salud de los sistemas acuáticos finos, en
algunos casos, hacia situaciones completamente irreversibles. Todas estas perturbaciones han
modificado las condiciones ambientales de los ecosistemas, y han reducido la capacidad que tienen
para acoger una comunidad bien estructurada, lo que ha provocado la reducción de la diversidad
biológica, ha potenciado la presencia de especias oportunistas y el éxito en la supervivencia de
especias invasoras que, en muchos casos, se expanden en elevadas biomasas. El análisis de las
comunidades existentes, y el conocimiento de las comunidades potenciales o presentes en condiciones
naturales, es el fundamento en que se basan los sistemas de biomonitoreo.
La continua degradación del medio natural, y la emergente sensibilización social, han conducido a las
administraciones competentes a iniciar programas de medidas correctoras, de saneamiento y de
restauración, y a establecer redes de control y seguimiento de la calidad. Por lo tanto, era necesario
elaborar y diseñar sistemas de diagnosis e indicadores de calidad para poder cuantificar el impacto de
las alteraciones sobre los sistemas, identificar su origen, y evaluar la eficiencia de las medidas
correctoras y de mejora que se iban implantando. En este sentido, los elementos para el análisis de la
calidad y la diagnosis ambiental han ido evolucionando para aumentar su eficiencia y significación.
En Cataluña, por ejemplo, en algunos casos desde la Administración y en otros desde centros de
búsqueda y entidades locales, se ha pasado de detectar sólo algunos parámetros organolépticos a
medir parámetros fisicoquímicos más completos, sustancias tóxicas y peligrosas, y a elaborar índices
de calidad basados en variables fisicoquímicas (Queralt, 1982), hasta llegar al uso de indicadores
biológicos que miden directamente el estado de salud en que se encuentra el ecosistema de manera
integrada, ya sea a partir de la comunidad de macroinvertebrados (Margalef, 1951; Prat et al., 1986;
Prat et al., 1999; Benito y Puig, 1999), peces (Sostoa et al., 2003) y algas (Sabater et al., 1996;
Sabater et al., 2003; Cambra et al., 2003), la estructura del bosque de ribera (Munné et al, 1998;
Munné et al, 2003), la calidad taxonómica del bosque de ribera (Gutiérrez et al., 2001), el estado de
salud de los sistemas riparios a partir del análisis de la ornitofauna fluvial (Chacón y Carcelero, 1996),
o el uso de anfibios y diversos elementos combinados (Prat et al., 2000b; Prat et al., 2000c; Boada et
al., 2003).
En la actualidad, los sistemas de biomonitoreo buscan minimizar la diferencia entre el esfuerzo y la
eficiencia de los resultados para disminuir el tiempo de obtención y procesamiento de muestras. Por
ello, las metodologías y los protocolos de monitoreo rápido están adquiriendo cada vez más
importancia en los programas de control de contaminación acuática en diferentes países
industrializados (Barbuor et al., 1999). La utilización de diferentes grupos de organismos e índices
biológicos permite también obtener unos resultados mucho más fiables, así como interpretarlos mejor
(Karr, 1999). Por ello, se recomienda el estudio conjunto de los macroinvertebrados, las comunidades
fitobentónicas y los peces, y de otros elementos fundamentales en el funcionamiento de los
ecosistemas fluviales como el bosque de ribera, o la calidad estructural del hábitat fluvial.
Son varios los países de todo el mundo que utilizan bioindicadores para el análisis del estado de salud
de los respectivos sistemas hídricos, sobre todo ríos, aunque, en la mayoría de los casos, estas
herramientas no tienen carácter normativo. En Europa, sobre todo después de la aprobación de la
DMA, en América del Norte, en Sudáfrica y en Australia, se trabaja intensamente en el desarrollo de
sistemas de monitoreo para la calificación del estado ecológico de los sistemas acuáticos de manera
integral (Verdonschot, 2000), y son las administraciones de diversos ámbitos, tanto local como de
cuenca o gubernamentales, que desarrollan y aplican hace años sistemas de monitoreo basados en
bioindicadores (Metcalfe, 1989; Diamond et al. 1996). De hecho, en los últimos años, se han abierto
diferentes foros de debate sobre cuál sería el mejor método para calificar la salud de los sistemas
fluviales, en los que se destaca, de una manera más o menos unánime, la necesidad de establecer unas
estaciones o situaciones de referencia a partir de las que, comparándolas con los datos obtenidos en
cada muestreo, se pueda establecer la medida de la calidad del sistema (Reynoldson et al., 1997;
Wallin et al., 2002). De todas maneras, el sistema y procedimiento a utilizar para calcular la calidad,
tanto de las estaciones de referencia como de las que medimos, es aún un tema abierto donde cada
país utiliza su propio sistema. Destacan, de manera general, dos escuelas: el angloaustraliana, basada
en métodos de predicción con estadísticas que necesitan una cuidadosa toma de datos y su tratamiento
(Wright et al., 1984; Moss et al., 1999), utilizada también en algunos ríos de la Península (Armitage
et al., 1990), y la norteamericana, que se basa en la utilización de diferentes métricas e índices para
evaluar la calidad del sistema, tanto del agua como del hábitat, el bosque de ribera o la calidad de la
cuenca de manera integrada (Barbour et al., 1995; Karr, 1999), también usados en la península Ibérica
y en Cataluña (Prat et al., 2000b; Jáimez-Cuéllar et al., 2002).
4. El Estado Ecológico, una medida de la salud de los ecosistemas acuáticos
El concepto de Estado Ecológico es introducido por el texto normativo de la Directiva marco del
agua, y surge como elemento clave de medida para el análisis de la calidad de los sistemas acuáticos,
donde se integra una visión de su estado de salud. Aparece en la legislación catalana (Ley 6/1999, y el
texto refundido de la legislación en materia de aguas de Cataluña, y el Decreto legislativo 3/2003, de
4 de noviembre), y se ha transpuesto en la normativa estatal (Ley 46/1999, texto refundido de la Ley
de aguas 1/2001, de 20 de julio, modificado por la Ley 62/2003, de 30 de diciembre, de medidas
fiscales, administrativas y de orden social). De todas maneras, la medida del Estado Ecológico es un
concepto que está en pleno desarrollo y discusión (Prat et al., 2000a; Prat, 2002a; European
Comission, 2003), y aún quedan algunos interrogantes por aclarar, como la medida de la calidad
hidromorfológica de los sistemas fluviales, o la manera concreta de ajustar e interpretar en función de
cada tipo de sistema a analizar, o la selección y el análisis de los estados de referencia para cada uno
de los indicadores biológicos y métricas de análisis a utilizar, etc. Hay que establecer primero una
tipología de los sistemas fluviales; se entiende que no se puede medir de igual manera el Estado
Ecológico, ni exigir los mismos estados de referencia, por ejemplo, a las aguas de los ríos de montaña
que a los de los tramos fluviales más bajos, y también se tendrá que decidir qué elementos de los
sistemas se deben utilizar, y de qué modo, para la medida concreta del Estado Ecológico. La Directiva
indica en su anexo V los elementos a tener en cuenta (tabla 1), y poco a poco surgen iniciativas y
trabajos orientados a combinar todos estos elementos y parámetros para el análisis del Estado
Ecológico (European Comission, 2003).
Tabla 1. Elementos que hay que considerar en la definición del Estado Ecológico en las diferentes categorías de
masas de agua definidas en la Directiva marco europea (anexo V).
Parámetros biológicos
Parámetros hidromorfológicos
Parámetros fisicoquímicos
Flora acuática
Invertebrados bentónicos
Fauna piscícola
Régimen hidrológico
Cantidad y dinámica del flujo
Conexión con las aguas subterráneas
Continuidad del río
Condiciones morfológicas
Profundidad y anchura (ecohidráulica)
Sustrato
Estructura de la ribera
Genéricos
Temperatura
Oxígeno disuelto
Sales (conductividad)
Acidificación (pH, alcalinidad)
Nutrientes
Específicos
Sustancias prioritarias (tóxicas y peligrosas)
Sustancias vertidas en cantidades significativas
5. La implantación de la Directiva marco del agua en Cataluña
5.1 La tipificación fluvial
En la actualidad, la Agencia Catalana del Agua, junto con el Departamento de Ecología de la UB, han
terminado los trabajos necesarios para la determinación de los tipos de sistemas fluviales presentes en
las cuencas internas de Cataluña (Munné y Prat, 2002; Munné y Prat, en prensa), de acuerdo con los
criterios establecidos en la DMA. Los tipos fluviales son necesarios para establecer los objetivos de
calidad y ajustar el programa de medidas correctoras más adecuadas a cada sistema. Para la
tipificación fluvial, no se han tenido en cuenta ni la actividad humana ni aquellos descriptores
modificados o fruto de ella, ya que el sentido de esta clasificación se centra en la clasificación de
grupos de ríos con unas condiciones naturales ambientales homogéneas y, por lo tanto, con una
estructura y funcionamiento del ecosistema similar. Eso nos permitirá, a partir del análisis de los
referentes en cada tipo fluvial, calificar la perturbación de origen antropogénico de manera más
ajustada (Bailey et al. 1998), y concretar los programas de medidas en la recuperación y/o protección
de estos ambientes para lograr, o conservar, el buen estado ecológico.
La heterogeneidad ambiental de las cuencas internas de Cataluña, y la disponibilidad de datos fiables
y representativos de esta condición, permiten ajustar el nivel de discriminación manteniendo, al
mismo tiempo, una interpretación y justificación espacial coherente. Así, utilizando metodologías de
análisis multivariante y de clasificación y ordenación de diferentes tramos fluviales, mediante el
análisis de variables ambientales no alteradas por la actividad humana o restituidas a su estado natural
(cuando y donde era posible), variables hidrológicas, morfométricas, geológicas y climáticas,
podemos definir los tipos fluviales dentro de un marco contextual europeo, y un segundo nivel de
discriminación más pormenorizado, que denominamos subtipos de gestión fluvial, útil dentro el
ámbito de gestión de cuenca, y operativo a nivel de organismo de cuenca (Agencia Catalana del
Agua) (tabla 2 y figura 2).
Tabla 2. Tipos fluviales (5) y subtipos de gestión fluvial (10) definidos en las cuencas internas de
Cataluña (Munné y Prat, 2002; Munné y Prat, prensa).
Tipos fluviales
Subtipos fluviales
1. Ríos de montaña húmeda
1a. Ríos de montaña húmeda silícica
1b. Ríos de montaña húmeda calcárea
2a. Ríos de montaña mediterránea silícica
2b. Ríos de montaña mediterránea calcárea
2c. Ríos de montaña mediterránea de elevado
caudal
3a. Ríos de zona baja mediterránea
3b. Ríos de zona baja mediterránea silícica
3c. Ríos con influencia cárstica
4a. Ejes principales
5a. Torrentes litorales
2. Ríos de montaña mediterránea
3. Ríos de zona baja mediterránea
4. Ejes principales
5. Torrentes litorales
Figura 2. Tipos fluviales (5) y subtipos de gestión fluvial (10) definidos en las cuencas internas de Cataluña (Munné y
Prat, 2002; Munné y Prat, prensa).
A cada uno de los subtipos de gestión fluvial, se deberán asignar los estados de referencia en lo
relativo a la calidad biológica, morfométrica y fisicoquímica del sistema fluvial. Para dicha tarea, se
deben buscar los tramos de ríos que, dentro de cada subtipo fluvial, presenten un estado de
conservación y naturalidad elevados, y una alteración antropogénica casi inexistente (tramos fluviales
de referencia) (Bonada et al., 2002). Mediante el análisis de las condiciones naturales de los tramos de
referencia seleccionados, se asignarán los objetivos de calidad para cada subtipo fluvial que, en
algunos casos, y para alguno de los elementos analizados, pueden ser los mismos en dos o más
subtipos.
La tipificación fluvial, y el análisis de sus estados de referencia, son la base que permitirá ajustar los
planes sectoriales y programas de actuación a las características específicas de los espacios fluviales
de las cuencas internas de Cataluña.
5.2 El Estado Ecológico de los ríos catalanes
En los últimos años, se han elaborado diferentes estudios en los sistemas fluviales catalanes dirigidos
a la diagnosis ambiental mediante el uso de elementos biológicos, como la comunidad de algas
bentónicas (Cambra et al., 1991; Muñoz y Prat, 1994; Merino et al., 1994; Sabater et al., 1996), los
macroinvertebrados (Muñoz et al. 1998; Munné y Prat, 1999; Prat et al., 1999), o la comunidad de
peces (Aparicio et al., 2000). Y la Administración de cuenca competente de las cuencas internas de
Cataluña (la Agencia Catalana del Agua) ha iniciado redes de control de calidad utilizando índices
basados en macroinvertebrados, el BMWPC (Benito y Puig, 1999), derivado del ibérico IBMWP
(Alba-Terdedor y Sánchez-Ortega, 1988; Alba-Terdedor et al., 2002), y actualmente se está
introduciendo el uso de indicadores para medir la calidad del bosque de ribera, como el QBR (Munné
et al., 1998; Munné et al., 2003), y el IVF (índice de vegetación fluvial) (Gutiérrez et al., 2001), el
análisis de la comunidad piscícola, con el uso del índice IBICAT (Sostoa et al., 2003), el análisis de la
comunidad fitobentónica, con el uso de algas diatomeas (índices IPS, IBD y CEE) (Sabater et al.,
2003; Cambra et al., 2003), o el uso de macroalgas bentónicas (Cambra et al., 2003), y el análisis del
hábitat fluvial (índice IHF) (Pardo et al., 2002).
De todas maneras, no se tiene, hasta el momento, bien definido el procedimiento para combinar todos
estos indicadores basados en diferentes comunidades biológicas, o los diferentes elementos y métricas
dentro de cada indicador, ni tampoco cómo combinarlo con los elementos de análisis de la calidad
hidromorfológica y fisicoquímica. Se está trabajando en la respuesta de estos índices a la tipología
fluvial, concretando los estados de referencia para cada uno de ellos para, de este modo, ajustar el
valor de la diagnosis y hacerlo comparable entre tramos fluviales. Utilizando los diferentes
indicadores de calidad biológica del agua, y combinándolos de acuerdo con los protocolos
establecidos en los grupos de trabajo para la interpretación de la Directiva marco del agua y su anexo
V (Wallin et al., 2002; European Comission, 2003), junto con el análisis de la calidad
hidromorfológica y fisicoquímica de los sistemas fluviales, se puede diseñar un proceso de análisis del
Estado Ecológico que, actualmente, está en fase de ajuste y concreción antes de ser adoptado como
protocolo de análisis del Estado Ecológico en Cataluña (figura 3).
E
L
E
M
E
N
T
O
S
P
A
R
Á
M
E
T
R
O
S
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AL
DÓ
OG
I
C
O
Fauna bentónica
de invertebrados
Flora acuática
Índice IBMWP (corregido)
Índice IPS
Fauna ictiológica
Uso de diversas métricas
en función del tipo fluvial
Métricas ajustadas
a los tipos fluviales
Combinación
Valor más restrictivo en la desviación sobre el estado de referencia
MUY BUENO
BUENO
MEDIOCRE
DEFICIENTE
MALO
Consideraciones de las
condiciones fisicoquímicas
e hidromorfológicas
MOLTBUENO
MUY
BO
BO
BUENO
MEDIOCRE
DEFICIENT
DEFICIENTE
DOLENT
MALO
Figura 3. Propuesta provisional de combinación de métricas e indicadores de calidad de los sistemas fluviales para el
establecimiento del Estado Ecológico en ríos catalanes.
En la actualidad, aún no hay datos concretos sobre el resultado final en la aplicación de un protocolo
integrado de análisis del Estado Ecológico en los ríos catalanes utilizando todos los elementos e
indicadores propuestos por la DMA, aunque algunos autores han combinado diferentes elementos
para el análisis integrado del estado de salud de ciertos sistemas fluviales en Cataluña (Prat et al.,
2000b), y del Estado español (Jáimez-Cuellar et al., 2002). Así, de lo que se tiene información más
cuidadosa y generalizada, es de los resultados en la aplicación de diferentes indicadores y métricas
por separado, los cuales pueden dar una idea de la situación en que nos encontramos.
El índice BMWPC se aplica en Cataluña desde mediados de los 90, y sus resultados y evolución
a lo largo del tiempo muestran una situación aún por mejorar (figura 4), a pesar del incremento
de calidad en los últimos años, sobre todo desde la puesta marcha del Plan de saneamiento en
Cataluña. Actualmente hay, aproximadamente, un 40% de los tramos fluviales analizados con
un estado por debajo de lo aceptable según la Directiva marco del agua (el estado bueno o muy
bueno). Se tendrán que aplicar en estos tramos programas de medidas para mejorar el estado
de salud del medio que, en algunas ocasiones, no pasarán solamente por un mejor saneamiento
de la agua, sino también por garantizar un caudal mínimo circulante, mejorar la diversidad de
hábitats o restaurar el bosque de ribera. Las estaciones con una calidad biológica del agua
similar a la de un estado natural sin perturbar (estado muy bueno) se sitúan en cabeceras y
zonas poco urbanizadas, mientras que la mayoría de tramos de ríos con un estado moderado o
deficiente, con aguas eutrofitzadas, sobre todo aquellos tramos con vertidos de depuradoras y
poco caudal natural para diluirlos, o tramos fluviales con sistemas de saneamiento insuficientes,
se sitúan en los tramos bajos, y cerca de las grandes concentraciones urbanas.
100%
80%
Muy bueno
Bueno
Moderado
Deficiente
Malo
60%
40%
20%
0%
1997
1998
1999
2000
2001
2002
2003
Figura 4. Evolución de los índices biológicos (BMWPC) en las estaciones muestreadas en las cuencas internas de Cataluña
desde el año 1997 hasta el año 2003. Datos de la Agencia Catalana del Agua.
En cuanto a la diagnosis de calidad mediante el análisis de las comunidades fitobentónicas
(índice IPS basado en el uso de diatomeas), la situación no varía en exceso (figura 5). En los
tramos más bajos de los ríos encontramos los estados cualitativos más degradados, sobre todo
en los tramos más urbanizados, el Besòs y el Llobregat en los costados de Barcelona, y los
tramos bajos del Francolí y del Anoia. En estos tramos se tendrán que analizar a conciencia la
posibilidad y viabilidad real de mejora hasta el buen estado y, en el caso que ello no sea posible,
tendrá que definirse y adoptarse la mejor calidad posible para cada lugar, lo que la DMA
denomina el Potencial Ecológico.
Figura 5. Aplicación del índice IPS basado en las comunidades de diatomeas bentónicas en los ríos de
Cataluña (Sabater et al., 2003; Cambra et al., 2003).
La comunidad piscícola también ha sufrido un deterioro progresivo en la calidad de la estructura de
las poblaciones existentes. Ciertas especies como el leucisco cabezudo (Squalius cephalus) o el
espinosillo (Gasterosteus gymnurus) han sufrido una reducción significativa en sus áreas de
distribución y biomasa, sobre todo en los últimos 50 años (Sostoa et al., 2003), y han proliferado
especias invasoras como la carpa (Cyprinus carpio), el pez sol (Lepomis gibbosus) o la perca
americana (Micropterus salmoides), entre otros, que han ayudado a la desestructuración de las
comunidades y simplificación del ecosistema. Actualmente, en Cataluña existe una fauna de peces
continentales de unas 47 especies, de las que 21 (un 45%) se consideran introducidas. Esta situación
deriva no sólo de la falta de calidad fisicoquímica que han sufrido muchos tramos fluviales, que, al
recuperarse ligeramente, han sido invadidos por especies introducidas y de rápida colonización, sino
también de la constante destrucción de los hábitats fluviales, la falta de caudales circulantes
adecuados, con sus crecidas periódicas (Poff et al., 1997), y la falta de calidad de los bosques de
ribera. La densidad de peces en la mayoría de ríos catalanes se encuentra, hoy día, por debajo de los
1.000 individuos por hectárea, y sólo algunas cabeceras o tramos fluviales bien conservados presentan
densidades por encima de los 10.000 ind./ha (Sostoa et al., 2003). En una primera aproximación al
análisis de la calidad fluvial en Cataluña mediante un índice de peces (índice IBICAT), sobre una
muestra de 317 estaciones analizadas, 193 se consideraban impactadas (un 61%), y el resto, 124
estaciones situadas básicamente en las cabeceras del Fluvià, Ter y Tordera y en las cuencas altas de
las Nogueres y el Segre (un 39%), presentaba un estado de calidad aceptable, es decir, con una buena
estructura de la comunidad de peces que le correspondería.
En cuanto a la calidad de las franjas ribereñas, los bosques de ribera, éstas también han sufrido
una severa degradación en los últimos años (figura 6). El Departamento de Ecología de la UB,
con el apoyo del Servicio de Medio Ambiente de la Diputación de Barcelona, lleva a cabo un
seguimiento de la calidad de los bosques de ribera en los principales ejes fluviales de la
provincia de Barcelona desde 1998 utilizando el índice QBR (Munné et al., 1998a; Prat et al.,
1999; 2002). Se observa cómo en la actualidad casi un 70% de las estaciones estudiadas se
encuentran en un estado no aceptable, y esta situación parece presentar una tendencia creciente
en los últimos años, seguramente considerando las diversas actuaciones urbanísticas o
encauzamientos y canalizaciones ejecutados en estos espacios. Sólo un 10% de las estaciones
analizadas se encuentran en un estado excelente o natural (figura 6). La Agencia Catalana del
Agua ha recogido información disponible en la aplicación del índice QBR en diversos lugares de
la geografía catalana aplicados por diversas organizaciones y entidades locales o
supramunicipales (tabla 3). El análisis de los resultados indica el elevado grado de degradación
que sufren muchas riberas en Cataluña, afectadas por infraestructuras, extracciones de áridos,
canalizaciones, plantaciones y explotaciones forestales poco respetuosas, y el elevado esfuerzo
que será necesario dedicar para mejorar esta situación y poder conseguir el buen estado
ecológico si se quieren cumplir las directrices europeas (DMA).
100%
90%
80%
70%
60%
Muy bueno
Bueno
Moderado
Deficiente
Malo
50%
40%
30%
20%
10%
0%
1998
2001
2003
Figura 6. Evolución de la calidad del bosque de ribera (índice QBR) en las estaciones muestreadas en las
cuencas del Foix, Llobregat, Besòs y Tordera, los años 1998 y 2001. Prat et al. 2000, y datos inéditos.
Tabla 3. Calidad del bosque de ribera, mediante el uso del índice
QBR, en las cuencas catalanas. Se indica el número de estaciones
dentro de cada rango de calidad, así como los porcentajes respectivos.
Datos recopilados a partir de diversas fuentes.
Estado de calidad
Muy bueno
Bueno
Moderado
Deficiente
Malo
Total
Casos
57
99
125
127
104
512
%
11
19
24
25
20
100
La combinación de la calidad biológica de la agua, utilizando índices basados en macroinvertebrados,
con la calidad del bosque de ribera, medido con el índice QBR, permite obtener una medida
simplificada del Estado Ecológico (Prat et al., 2000b; Jáimez-Cuéllar et al., 2002). Otros organismos
administrativos como el Observatorio de la Tordera están también realizando análisis integrados de
medida del Estado Ecológico combinando índices basados en macroinvertebrados, algas diatomeas,
calidad del bosque de ribera, y fauna vertebrada asociada al medio fluvial (Boada et al., 2003).
También, la Agencia Catalana del Agua ha iniciado un plan de trabajo (2002-2006) para el análisis
integrado de cuencas (Planificación de los espacios fluviales), en que se utilizan diferentes métricas
para la diagnosis final del Estado Ecológico.
6. Perspectivas de futuro
La Directiva marco del agua tiene la virtud de integrar en un mismo ámbito de gestión (el Distrito de
Cuenca Fluvial o Demarcación Hidrográfica) las aguas superficiales, las subterráneas, las costeras y
las marinas que están influenciadas por las aguas continentales de cada distrito. En el caso de
Cataluña, para las cuencas internas no es una novedad, ya que en estos momentos ya se encuentran
integrados dentro de la Agencia Catalana del Agua (ACA) todos los elementos del ciclo de la agua,
desde los acuíferos a las costas, aunque quedan pendientes los temas de las aguas portuarias y del
espacio marítimo y terrestre, que aún dependen de otra consejería y de la Administración estatal
respectivamente, y la excepción de la normativa de aguas sobre las aguas mineromedicinales, un tema
a debatir en el futuro. También, en el ámbito funcional, tendrán que cambiar las viejas tendencias
excesivamente hidraulicistas e introducir el concepto de mejora y mantenimiento del buen estado
ecológico de los ecosistemas fluviales en la gestión y la toma de decisiones diarias, en los criterios de
intervención en los espacios fluviales y en la planificación del agua.
La correcta implantación de los conceptos y las disposiciones establecidos por la Directiva marco del
Agua se presenta como un complejo organigrama de actuaciones para lograr las herramientas
necesarias y los criterios convenientes para la nueva gestión de la agua, basada en conceptos de
sostenibilidad tanto desde el punto de vista ambiental como económico, de mantenimiento de los
recursos hídricos, y de plena transparencia y participación ciudadana en los planes y programas de
gestión.
7. Agradecimientos
En lo referente a la Administración del agua en Cataluña (la Agencia Catalana del Agua), los datos
utilizados han sido generados por los estudios de Gervasi Benito y Òscar Abad. Llevan a cabo los
estudios del estado ecológico y de la calidad biológica del agua, de los cuales se han extraído los
datos, los miembros del grupo de trabajo ECOBILL, con Maria Rieradevall, Núria Bonada, Mireia
Villa, Rosa Casanovas, Marc Plans, Tura Puntí y Cesc Múrria del Departamento de Ecología de la
Facultad de Biología (UB), con el apoyo del Área de Medio Ambiente de la Diputación de Barcelona
y la supervisión de Isidre Gonzalvo. El análisis de la calidad del bosque de ribera se ha logrado a
partir de varios programas de seguimiento y control de toda Cataluña (SIGMA, SITXELL,
GUADALMED).
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