CARACTERIZACIÓN DE LAS ESTACIONES DE REFERENCIA EN LA CUENCA DEL TAJO: VARIABILIDAD ESPACIAL Y TEMPORAL

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1 CARACTERIZACIÓN DE LAS ESTACIONES DE REFERENCIA EN LA CUENCA DEL TAJO: VARIABILIDAD ESPACIAL Y TEMPORAL Navarro-Llácer, C., Medina, M., Kroll, S,. Cano, M.C. y De las Heras, J. Centro Regional de Estudios del Agua (CREA). Universidad de Castilla-La Mancha RESUMEN La caracterización de las estaciones de referencia tiene especial relevancia ya que permite establecer unas condiciones de referencia específicas acorde con la variabilidad natural presente en los ríos que se incluyen en cada tipología. En este caso se realizó un estudio de 9 estaciones de referencia en la cuenca del Tajo dentro de Castilla-La Mancha. Para ello, se analizaron 9 variables físico-químicas y la composición de la comunidad de macroinvertebrados en primavera, verano, otoño e invierno ( ). Los resultados mostraron que las estaciones cumplían los criterios físico-químicos de referencia definidos por otros trabajos, aunque se encontraron valores ligeramente superiores en alguna campaña. La comunidad de macroinvertebrados presentó una mayor diversidad de taxones en la campaña de verano. El análisis de la comunidad detectó grupos dominantes y taxones exclusivos en los tipos salvo en la tipología de cabeceras calcáreas. Se encontraron diferencias significativas en la composición de macroinvertebrados entre los tipos de ríos no hallándose diferencias en las campañas de muestreo. Palabras clave: macroinvertebrados, tipología, referencia, temporalidad, Tajo. 1. INTRODUCCIÓN Los sistemas de evaluación de la calidad del agua europeos han sufrido una gran transformación tras la aparición de la Directiva Marco del Agua (DMA, Directiva 2000/60/CE). En ella se establece un marco para la protección de las aguas cuyo objetivo principal es prevenir el deterioro y promover que todas las masas de agua mantengan o recuperen su estado ecológico de referencia, o un estado ecológico lo más próximo posible al mismo. Siguiendo los pasos del modelo americano (Barbour et al., 1999; Reynoldson et al., 1997), se ha introducido el concepto de estado ecológico que proporciona un carácter más holístico al concepto de calidad del agua, ya que el objeto es evaluar la calidad del ecosistema fluvial incluyendo todos sus elementos. La Directiva define estado ecológico como una expresión de la calidad de la estructura y el funcionamiento de los ecosistemas acuáticos asociados a las aguas superficiales y establece que la evaluación de los diferentes elementos del ecosistema (físico-químicos, hidromorfológicos y biológicos) debe realizarse respecto a unas condiciones de referencia. Éstas serán aquellas que se encuentran en las masas de agua que no presentan impactos generados por la actividad humana o prácticamente inalteradas (Reynoldson et al., 1997; Wallin et al., 2003). Por tanto, para evaluar el estado ecológico de los ríos se deben definir las condiciones de referencia pero esto requiere como paso previo la clasificación de los ríos que permita definir condiciones específicas de tipo (D.O.C.E., 2000; Resh et al., 1995). Además, estas condiciones deben representar toda la variabilidad natural (físico-química, hidromorfológica y biológica) que se espera encontrar en esa tipología (Clarke et al., 2002; Stoddard et al., 2006). Para ello, se debe obtener un número suficiente de estaciones de referencia que proporcione un nivel de confianza suficiente sobre los valores de las condiciones de referencia, en función de la variabilidad que corresponde a un muy buen estado ecológico para ese tipo (D.O.C.E., 2000). Definir estas condiciones requiere un mayor conocimiento de los ecosistemas, por tanto existe la necesidad de caracterizar los tramos de referencia y establecer redes de estaciones que incluyan toda la variabilidad. La variabilidad estacional de la comunidad de macroinvertebrados es elevada en los ecosistemas fluviales, sobretodo debido a la variación del caudal y del hábitat fluvial (Feminella, 1996; Townsend et al., 1997). Estos cambios estacionales en la comunidad han sido bien documentados en un rango amplio de condiciones climáticas por varios autores (Bêche y Resh, 2007). Esta variabilidad puede afectar a los valores que se definan como condiciones de referencia y por tanto generar una evaluación incorrecta de la calidad biológica del estado ecológico de los ríos. Por tanto, no tener en cuenta la variabilidad temporal natural puede confundir a la hora de detectar cambios ambientales de origen antrópico (Clarke y Hering, 2006). El objetivo del presente trabajo es caracterizar las estaciones seleccionadas como referencia para cuatro tipos de ríos en la cuenca del Tajo, además de analizar si existen cambios estacionales tanto en la físico-química del agua como en la comunidad de macroinvertebrados que puedan afectar a la determinación de las condiciones de referencia. 1

2 2. ÁREA DE ESTUDIO Y METODOLOGÍA El presente trabajo se centra en la parte de la cuenca del Tajo incluida en la región de Castilla-La Mancha. Tras el análisis de las estaciones de la red biológica de Castilla- La Mancha y teniendo en cuenta el trabajo realizado por el CEDEX (2004a) para los posibles tramos de referencia en España, fueron 9 las estaciones seleccionadas como referencia. Los tramos fluviales estudiados pertenecen a cuatro tipos de ríos definidos por el CEDEX en la clasificación de los ríos españoles (CEDEX, 2004b). El tipo Ejes mediterráneos-continentales Mineralizados (ECM, n=1) sitúa su referencia en el eje principal del río Tajo (TJ2), antes del complejo de embalses Buendía-Entrepeñas. El tipo Ríos de Montaña mediterránea Calcárea (RMC, n=4) incluyó tramos en muy buen estado en los ríos Cabrillas (TCB), Dulce (TDU), Escabas (TES) y Tajo (TJ1). En el tipo Ríos de Montaña mediterránea Silícea (RMS, n=3) fueron seleccionados tramos de los ríos Jarama (TJA), Bornova (TBO) y Sorbe (TSO). La referencia para los Ríos de la Baja Montaña mediterránea Silícea (RBMS, n=1) se situó en el río Gévalo (TGE). Los muestreos de estas estaciones fueron realizados durante el periodo en primavera, verano, otoño e invierno. Figura 1. Mapa de localización de las estaciones de referencia de la cuenca del Tajo en la región de Castilla-La Mancha. En las estaciones de referencia se midió in situ el ph, el oxígeno disuelto (mg/l), la temperatura del agua (ºC) y la conductividad ( S/cm) mediante sensores portátiles (Multiline P4 WTW). También se conservó a 4ºC una muestra de agua (500 ml) para el posterior análisis de los nutrientes (NO 3 -, NO 2 -, NH 4 +, y PO 4-3 mg/l) y las sales mayoritarias (Mg +2, Ca +2, Na +, K +, Cl -, SO 4-2, HCO 3 - ) en el laboratorio siguiendo los métodos descritos en APHA (1989). La comunidad de macroinvertebrados fue muestreada siguiendo la metodología semicuantitativa descrita en el Protocolo Rápido de Evaluación de la Calidad Ecológica (PRECE), concretamente se aplicó el protocolo II específico para estaciones de referencia (Jáimez-Cuéllar et al., 2002). El muestreo se realizó con una red de mano de 500 m de luz de malla hasta que nuevas redadas no aportaron nuevos taxones. La muestra obtenida se conservó en alcohol 70% para su posterior identificación en el laboratorio. Los organismos fueron identificados a nivel de familia, excepto los oligoquetos y los ácaros, mediante el uso de guías de identificación y lupas binoculares (OLYMPUS SZ61). Con los datos físico-químicos se realizaron análisis descriptivos mediante el programa SPSS 19.0 y un estudio hidroquímico de las aguas con diagramas de Piper mediante el programa EASY-QUIM.4. Los datos de abundancia de la comunidad de macroinvertebrados fueron transformados mediante la raíz cuarta biológicos y se realizaron análisis descriptivos, de similaridad (ANOSIM) y ordenaciones espaciales (NMDS) con el programa Primer RESULTADOS Y DISCUSIÓN En la Tabla 1 se presentan los estadísticos descriptivos de las variables físico-químicas de los cuatro tipos fluviales en condiciones de referencia. Los valores medios de ph, concentración de oxígeno disuelto, temperatura y conductividad cumplieron con los criterios físico-químico específico para RMS, RBMS y RMC definidos de forma preliminar (VV.AA., 2009). Cabe destacar la alta variabilidad de la conductividad en el tipo RMS debido a que algunas estaciones tienen un alto porcentaje de litología calcárea en su área de drenaje. Los valores medios de los nutrientes en todos los tipos cumplen los criterios establecidos en los trabajos de Bonada et al. (2002) y Chaves et al. (2006) para las condiciones de re- 2

3 ferencia. Aunque se ha detectado algunas estaciones que han superado levemente estas concentraciones en alguna de las campañas de muestreo (valores máximos, Tabla 1). En el tipo RMC ha sido el amonio (río Escabas en invierno) y el nitrato (río Dulce en invierno y otoño); además, de la concentración de fosfato en el río Gévalo (RBMS) en primavera y verano. Tabla 1. Media, desviación típica, valor mínimo y máximo de las variables físico-químicas en los cuatro tipos fluviales estudiados. En cuanto a la caracterización hidroquímica (Figura 2), el tipo RMS presentó aguas bicarbonatadas cálcicas salvo en el caso del río Jarama en las campañas de primavera y otoño que pasan a ser cloruradas cálcicas. Los tipos RMC y ECM mostraron aguas bicarbonatadas cálcicas que en alguna campaña pasaban a ser magnésicas. En el caso del tipo RBMS fueron dominantemente bicarbonatadas cálcicas. En la Figura 3 se muestran los valores medios de los nutrientes de cada tipo en las diferentes campañas de muestreo. Se ha encontrado que los valores medios de amonio son mayores en invierno, sobretodo en los tipos RMC y ECM. Los valores medios más altos de nitrito se dan en primavera, siendo mayores en los tipos con tramos medios (ECM y RBMS). Los tipos RMC y ECM presentaron los valores medios más altos en la concentración de nitrato. Los valores para los fosfatos son muy bajos en todas las campañas, salvo el caso del tipo RBMS que presenta valores altos en primavera y verano. En total se encontraron 96 taxones de la comunidad de macroinvertebrados. En los tipos de cabeceras se observó una mayor diversidad de taxones (RMS, 83 y RMC, 79 taxones) que en los tipos con tramos medios (RBMS, 60 y ECM, 58 taxones). El mayor número de taxones se encontró en la campaña de verano (excepto en el tipo RBMS), siendo mucho mayor que en el resto de campañas en EMC (Figura 4). Figura 2. Caracterización hidroquímica de los tipos fluviales mediante diagramas de Piper. Los colores de los puntos corresponden a las campañas: Invierno- naranja, otoño- marrón, primavera- verde y verano- amarillo. Ver códigos de la tipología en la Tabla 1. En la Figura 5 se han representado los porcentajes de clases y ordenes taxonómicos de la comunidad de macroinvertebrados en las campañas para cada tipología. En el tipo de cabecera RMC no se observaron grupos dominantes, si una mayor presencia de coleópteros y efemerópteros, siendo elmidae y baetidae las familias más abundantes respectivamente; además de dípteros en invierno (chironomidae), verano (simuliidae y chironomidae) y otoño (stratiomyiidae). Se observó que las familias de baja frecuencia o raras (>1%) superaban el 60% de los taxones en todas las campañas. En el caso de RMS, se detectó una frecuencia alta de efemerópteros en primavera (baetidae), de dípteros en invierno (chironomidae) y tricópteros en invierno y otoño (limnephilidae). Cabe destacar la ausencia de crustáceos y el alto porcentaje de familias raras en todas las campañas (>53%). En el tipo RBMS el grupo más frecuente fueron los dípteros, sobretodo en invierno y primavera siendo la familia más abundante chironomidae. Así como los efemerópteros con las familias baetidae, caenidae y ephemerellidae en primavera y verano, y siphlonuriidae, heptageniidae y baetidae en invierno. En este tipo también fue elevado el porcentaje de taxones raros, sobretodo en prima- 3

4 Figura 3. Concentración media de los nutrientes en las campañas de muestreo de los tipos fluviales (códigos en Tabla 1). vera y verano (>50%). Por otro lado, en el tipo ECM fueron los dípteros (chironomidae) en invierno y gasterópodos (hydrobiidae) en verano los grupos más frecuentes. En cuanto a taxones exclusivos en las tipologías se encontró que RMS fue el tipo con mayor número de taxones exclusivos capniidae (PLE), Chloroperlidae (PLE), goeridae (TRI) y blephariceridae (DIP). Además de calamoceratidae (TRI) en RBMS y potamanthidae (EFE) en ECM. Gran número de familias se observaron sólo en tramos de cabecera (RMS y RMC) como glossosomatidae (TRI), lepidostomatidae (TRI) y perlidae (PLE). Sólo un táxon se compartía en los tipos con tramos medios (RBMS y ECM) que fue physidae (GAS) y en tramos más mineralizados (RMC y ECM) que fue gammaridae. Figura 4. Número de taxones encontrados en cada tipo fluvial (códigos en Tabla 1) por campañas de muestreo. Para determinar si existían diferencias en la composición de la comunidad de macroinvertebrados entre los tipos de ríos y las campañas de muestreo se realizó un análisis de similaridad (ANOSIM). El valor de R global (0,457) para los tipos de ríos nos indicó que existen claras diferencias pero con cierto grado de solapamiento, como puede comprobarse en la Figura 6. El resultado de la ordenación NMDS (Figura 6 y 7) proporcionó un valor elevado de stress de Krukal indicando que las estaciones no se ordenaron con un patrón claramente definido. En la Tabla 2 se muestran los resultados de la prueba por pares para los tipos, donde se comprueba que existen diferencias significativas entre las comunidades de macroinvertebrados de cada tipo. Ésta fue altamente significativa entre los tipos RMS y RMC cuyas estaciones de referen- 4

5 Figura 5. Porcentaje de órdenes (excepto crustáceos y gasterópodos que son clases) de macroinvertebrados en las campañas de muestreo para cada tipo fluvial (códigos en Tabla 1). Los grupos de macroinvertebrados representados son coleópteros (COL), heterópteros (HET), odonatos (ODO), dípteros (DIP), crustáceos (CRU), gasterópodos (GAS), efemerópteros (EFE), plecópteros (PLE) y tricópteros (TRI). cia pueden verse separadas en la Figura 6. Los valores más bajos y con menor significatividad se encontraron entre RMS-RBMS y RMC-ECM, las estaciones de estos tipos se encuentran muy próximas o solapadas (Figura 6). Figura 6. Ordenación (NMDS) de las estaciones de referencia según tipos de ríos (códigos en Tabla 1). Figura 7. Ordenación (NMDS) de las estaciones de referencia según campañas de muestreo. Ver códigos de la tipología en la Tabla 1. Tabla 2. Resultados de la prueba por pares del análisis de similaridad (códigos tipología en Tabla 1). En cuanto a la variabilidad estacional, el análisis de similaridad (ANOSIM) no encontró diferencias significativas entre las campañas de muestreo. En la Figura 7 se observa el gran solapamiento que hay entre todas las campañas de muestreo. Tampoco detectó diferencias significativas en la estacionalidad dentro de los tipos RMS y RMC. 4. CONCLUSIONES La cuenca del Tajo se encuentran muy afectados por perturbaciones humanas de diferente tipo (regulación, contaminación ), hecho que puede limitar el establecimiento de estaciones de referencia sobretodo en los tipos que incluyen tramos medios-bajos de los ríos. Por ello, es 5

6 de especial interés la búsqueda y el estudio de tramos sin alteración que puedan incluirse en una red de estaciones de referencia. Esto va a permitir conocer mejor nuestros ecosistemas acuáticos y realizar una correcta evaluación de la calidad de los mismos. 5. BIBLIOGRAFÍA Barbour, M., J. Gerritsen, B. Snyder y J. Stribling (1999): Rapid bioasssessment protocols for use in streams and wadeable rivers: Periphyton, Benthic Macroinvertebrates and Fish, Second Edition. EPA 841-B U.S. Environmental Protection Agency, Office of Water, Washington D.C. Bêche, L.A., E.P. MacElravy y V.H. Resh (2006): Long-term seasonal variation in the biological traits of benthic-macroinvertebrates in two Mediterranean climate streams in California, U.S.A., Freshwater Biology, vol. 51, CEDEX (2004a): Selección preliminar de posibles tramos fluviales de referencia, versión 1.0. Centro de Estudios Hidrográficos del CEDEX, Ministerio de Medio Ambiente, y Medio Rural y Marino. CEDEX (2004b): Caracterización de los tipos de ríos y lagos, versión 3.0. Centro de Estudios Hidrográficos del CEDEX, Ministerio de Medio Ambiente, y Medio Rural y Marino. Chaves, M.L., J.L. Costa, P. Chainho, M.J. Costa y N. Prat (2006): Selection and validation of reference sites in small river basins, Hydrobiología, vol. 573, Clarke, R.T., M.T. Furse, R.J.M. Gunn, J.M. Winder y J.F. Wright (2002): Sampling variation in macroinvertebrate data and implications for river quality indices, Freshwater Biology, vol. 47, Clarke, R.T. y D. Hering (2006): Errors and uncertainty in bioassessment methods: major results and conclusions from the STAR project and their application using STARBUGS, Hydrobiologia, vol. 566, D.O.C.E. (2000): Directiva 2000/60/EC 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. Feminella, J.W. (1996): Comparison of benthic macroinvertebrate assemblages in small streams along a gradient of flow permanence, Journal of the North American Benthological Society, vol. 15, Jáimez-Cuéllar, P., S. Vivas, N. Bonada, S. Robles, A. Mellado, M. Álvarez, J. Avilés, J. Casas, M. Ortega, I. Pardo, N. Prat, M. Rieradevall, C.E. Sáinz-Cantero, A. Sánchez-Ortega, M.L. Suárez, M. Toro, M.R. Vidal-Abarca, C. Zamora-Muñoz y J. Alba-Tercedor (2002): Protocolo GUADALMED (PRECE), Limnetica, vol. 21, nº. 3-4, Resh, V.H., R.H. Norris y M. Barbour (1995): Design and implementation of rapid assessment approaches for water resources monitoring using benthic macroinvertebrates, Australian Journal of Ecology, vol. 20, Reynoldson, T.B., R.H. Norris, V.H. Resh, K.E. Day y D.M. Rosenberg (1997): The reference condition: a comparison of multimetric and multivariate approaches to assess water-quality impairment using benthic macroinvertebrates, Journal of the North American Benthological Society, vol. 16, Stoddard, J.L., D.P. Larse, C.P. Hawkins, R.K. Jonson y R.H. Norris (2006): Setting expectations for the ecological conditions of streams: The concept of reference condition, Ecological Applications, vol. 16, Townsend, C.R., S. Dolédec y M.R. Scarsbrook (1997): Species traits in relation to temporal and spatial heterogeneity in streams: a test of habitat templet theory, Freshwater Biology, vol. 37, VV.AA. (2009): Bases ecológicas preliminares para la conservación de los tipos de hábitat de interés comunitario en España, Ministerio de Medio Ambiente, y Medio Rural y Marino. Wallin, M., T. Wiederholm y R.K. Johnson (2003): Guidance on establishing reference conditions and ecological status class boundaries for inland surface waters. CIS Workimg Group 2.3- REFCOND. Final version