Establecimiento de objetivos de calidad relativos a indicadores fisicoquímicos generales en los ríos de la de la CAPV

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3 INDICE 1. INTRODUCCIÓN OBJETIVO CLASIFICACIÓN DEL ESTADO ECOLÓGICO SEGÚN LA DIRECTIVA 2000/60/CE SISTEMA DE CALIFICACIÓN DEL ESTADO FISICOQUÍMICO GENERAL INTRODUCCIÓN TIPOS DE MASAS DE AGUA SUPERFICIAL DE LA CATEGORÍA RÍOS EN LA CAPV CONDICIONES DE REFERENCIA DEFINICIONES MÉTODOS PARA DETERMINACIÓN DE CONDICIONES DE REFERENCIA SELECCIÓN DE VARIABLES MÉTRICAS INDIVIDUALES ÍNDICE MULTIMÉTRICO SELECCIÓN DE ESTACIONES DE REFERENCIA CRITERIOS REFCOND CRITERIOS GIG CENTRAL BÁLTICO CRITERIOS ADAPTADOS A LA INFORMACIÓN DISPONIBLE EN LA CAPV ESTACIONES DE REFERENCIA SELECCIONADAS ESTABLECIMIENTO DE LÍMITES ENTRE ESTADOS DE CALIDAD RESULTADOS MÉTRICAS INDIVIDUALES DEMANDA BIOLÓGICA DE OXÍGENO 5 DÍAS (DBO5) DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (DQO) AMONIO (2AM) NITRATO (2NA) NITRÓGENO TOTAL (NT) FÓSFORO TOTAL (PT) ORTOFOSFATO (PO4) OXÍGENO DISUELTO (OD) SATURACIÓN DE OXÍGENO (%O2) PH DISCUSIÓN DE LOS RESULTADOS ÍNDICE MULTIMÉTRICO IFQ-R OBJETIVOS AMBIENTALES ZONAS PROTEGIDAS. CATEGORÍA RÍOS CONCLUSIONES REFERENCIAS...75 Página 3 de 76

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5 1. INTRODUCCIÓN El documento que aquí se presenta tiene como objetivo el Establecimiento de objetivos de calidad relativos a indicadores fisicoquímicos generales en los ríos de la de la Comunidad Autónoma del País Vasco 1 siguiendo las indicaciones de la 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, y por tanto, como contribución al Proyecto de Plan Hidrológico de la Demarcación de las cuencas Internas del País Vasco y como base para la correcta elaboración del Programa de Medidas. En el artículo 174 del Tratado Constitutivo de la Comunidad Europea, se establece que la política de la Comunidad en el ámbito del medio ambiente contribuirá a alcanzar entre otros los siguientes objetivos: la conservación, la protección y la mejora de la calidad del medio ambiente y la utilización prudente y racional de los recursos naturales. En relación con este artículo del Tratado, la primera oleada legislativa en materia de protección y mejora de las aguas comunitarias se dio en los años 70 mediante una serie de Directivas sobre objetivos de calidad y control de emisiones. Estas directivas en general presentaban planteamientos de protección y mejora de las aguas en función de usos del agua. Así se aprobaron entre otras las siguientes directivas: Directiva 75/440/CEE del Consejo, de 16 de junio de 1975, relativa a la calidad requerida para las aguas superficiales destinadas a la producción de agua potable en los Estados miembros. Directiva 78/659/CEE del Consejo, de 18 de julio de 1978, relativa a la calidad de las aguas continentales que requieren protección o mejora para ser aptas para la vida de los peces. Directiva 79/923/CEE del Consejo, de 30 de octubre de 1979, relativa a la calidad exigida a las aguas para cría de moluscos Directiva 80/68/CEE del Consejo, de 17 de diciembre de 1979, relativa a la protección de las 1 Memoria del proyecto Establecimiento de objetivos de calidad relativos a indicadores fisicoquímicos generales en los ríos de la de la Comunidad Autónoma del País Vasco (Exp: ). Empresa adjudicataria ANBIOTEK S.L aguas subterráneas contra la contaminación causada por determinadas sustancias peligrosas, y Directiva 76/464/CEE del consejo, de 4 de mayo de 1976, relativa a la contaminación causada por determinadas sustancias peligrosas vertidas en el medio acuático de la comunidad. Posteriormente, en las conclusiones del seminario ministerial sobre la política de aguas de la Comunidad, celebrado en Francfort en 1988, se puso de manifiesto la necesidad de una legislación comunitaria que aborde la calidad ecológica. El Consejo, en su Resolución de 28 de junio de 1988, solicitaba a la Comisión que presentara propuestas para mejorar la calidad ecológica de las aguas superficiales comunitarias. Mas tarde, en la declaración del seminario ministerial sobre aguas subterráneas, celebrado en La Haya en 1991, se reconocía la necesidad de adoptar medidas para evitar el deterioro a largo plazo de los aspectos cualitativos y cuantitativos de las aguas dulces y se solicitó la aplicación de un programa de medidas antes del año 2000 encaminado a lograr la gestión sostenible y la protección de los recursos hídricos. Considerando que las aguas de la Comunidad están sometidas a la creciente presión que supone el continuo crecimiento de la demanda de agua de buena calidad en cantidades suficientes para todos los usos; el 10 de noviembre de 1995, en su Informe «El medio ambiente en la Unión Europea, 1995», la Agencia Europea del Medio Ambiente presentó un estudio actualizado sobre el estado del medio ambiente en el que se confirmaba la necesidad de tomar medidas para proteger las aguas comunitarias tanto en términos cualitativos como cuantitativos. El 18 de diciembre de 1995, el Consejo adoptó unas Conclusiones en las que exigía, entre otras cosas, la elaboración de una nueva Directiva marco que estableciera los principios básicos de una política de aguas sostenible en la Unión Europea e invitaba a la Comisión a que presentara una propuesta. El 21 de febrero de 1996, la Comisión adoptó una Comunicación al Consejo y al Parlamento Europeo Página 5 de 76

6 relativa a la política de aguas de la Comunidad Europea, en la que se enunciaban los principios de una política de aguas de la Comunidad. El 9 de septiembre de 1996, la Comisión presentó una propuesta de Decisión del Parlamento Europeo y del Consejo relativa a un programa de acción para la gestión y la protección integradas de las aguas subterráneas. En dicha propuesta la Comisión subrayaba la necesidad de establecer procedimientos normativos para la extracción de agua dulce y de seguimiento de la cantidad y calidad de las aguas dulces. El Consejo, el 25 de junio de 1996, el Comité de las Regiones, el 19 de septiembre de 1996, el Comité Económico y Social, el 26 de septiembre de 1996, y el Parlamento Europeo, el 23 de octubre de 1996, solicitaron a la Comisión que presentara una propuesta de Directiva del Consejo que estableciera un marco para una política europea de aguas. Así el 22 de diciembre de 2000 fue publicada en el Diario Oficial de la Unión Europea la 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. Los principios básicos del espíritu de esta Directiva y su significación novedosa ya quedan evidenciados desde el considerando primero -"el agua no es un bien comercial como los demás, sino un patrimonio que hay que proteger, defender y tratar como tal. La Directiva 2000/60/CE recoge los objetivos y finalidades de la legislación anterior relativa a la calidad de las aguas, y las engloba en una visión integradora de los sistemas acuáticos, con un enfoque combinado y desde un punto de vista ecosistémico. Así, promueve que las limitaciones en el uso del agua, el control de los vertidos y de las actividades que pueden causar impactos en los ecosistemas acuáticos se realicen a partir de un análisis integrado del medio acuático considerando tanto los elementos fisicoquímicos adecuados para el mantenimiento de una buena calidad, como el buen estado de las comunidades biológicas presentes y de la calidad de la estructura del hábitat. En el artículo 4 de la Directiva 2000/60/CE se establecen una serie de objetivos ambientales que serán de obligado cumplimiento en el año 2015 para conseguir una adecuada protección de las aguas. Así para las aguas superficiales, salvo cuando éstas incurran en determinadas situaciones de excepción, se plantea la consecución de los siguientes objetivos ambientales: prevenir el deterioro del estado de todas las masas de agua superficial, proteger, mejorar y regenerar todas las masas de agua superficial con objeto de alcanzar un buen estado de las aguas superficiales, proteger y mejorar el estado de todas las masas de agua artificiales y muy modificadas para lograr un buen potencial ecológico y un buen estado químico; y reducir progresivamente la contaminación procedente de sustancias prioritarias e interrumpir o suprimir gradualmente los vertidos, las emisiones y las pérdidas de sustancias peligrosas prioritarias. En su artículo 2 la Directiva 2000/60/CE define los siguientes conceptos relevantes a los efectos de definición de objetivos ambientales en las aguas superficiales: Estado de las aguas superficiales: la expresión general del estado de una masa de agua superficial, determinado por el peor valor de su estado ecológico y de su estado químico Buen estado de las aguas superficiales: el estado alcanzado por una masa de agua superficial cuando tanto su estado ecológico como su estado químico son, al menos, buenos. Estado ecológico: una expresión de la calidad de la estructura y funcionamiento de los ecosistemas acuáticos asociados a las aguas superficiales, que se clasifica de acuerdo con arreglo al anexo V de la Directiva 2000/60/CE. En dicho anexo se define buen estado ecológico, como el estado que se da cuando los valores de los indicadores de calidad biológicos correspondientes al tipo de masa de agua superficial muestran valores bajos de distorsión causada por la actividad humana, pero sólo se desvían ligeramente de los valores normalmente asociados con el tipo de masa de agua superficial en condiciones inalteradas. Página 6 de 76

7 Buen estado químico de las aguas superficiales: el estado químico necesario para cumplir los objetivos ambientales para las aguas superficiales, es decir, el estado químico alcanzado por una masa de agua superficial en la que las concentraciones de los contaminantes no superan normas de calidad medioambiental. Norma de calidad medioambiental: la concentración de un determinado contaminante o grupo de contaminantes en el agua, los sedimentos o la biota, que no debe superarse en aras de la protección de la salud humana y el medio ambiente. Por tanto, en la Directiva 2000/60/CE se relega el concepto de calidad de las aguas derivado de legislación anterior y se introduce el término de estado en sentido ecológico. Llegar al buen estado ecológico y químico de las aguas superficiales constituye uno de sus objetivos ambientales principales. Estos objetivos ambientales implican que los diferentes indicadores del estado no deben apartarse significativamente de las condiciones naturales, es decir, la consecución de un buen estado ecológico o un buen potencial ecológico. Figura 1 Enfoques legislativos de la Directiva 2000/60/CE Para la determinación del estado ecológico de las aguas superficiales, en el anexo V de la Directiva 2000/60/CE se hace referencia a: Indicadores biológicos. Indicadores hidromorfológicos que afectan a los indicadores biológicos. Indicadores químicos y fisicoquímicos que afectan a los indicadores biológicos. Para la determinación del estado químico de las aguas superficiales, en el anexo V de la Directiva 2000/60/CE se hace referencia a: los contaminantes específicos, a los que se les asocia normas de calidad. Las condiciones fisicoquímicas generales específicas de cada tipología tales como, condiciones térmicas, condiciones de oxigenación, salinidad, estado de acidificación y condiciones en cuanto a nutrientes, a los que se les asocia valores de referencia. En el anexo V de la Directiva 2000/60/CE se da una valoración subjetiva de las condiciones fisicoquímicas generales a la hora de encuadrarlas en un estado u otro. Esta se puede resumir como condiciones coherentes con la consecución de los valores especificados para los indicadores de calidad biológicos, pero no establece claramente sistemas de control o calificación de estado equiparables a los biológicos. La clasificación del estado fisicoquímico o estado relativo a condiciones fisicoquímicas ha sido un aspecto poco desarrollado dentro de la Directiva 2000/60/CE, y que, incluso en algunos grupos de trabajo de la Estrategia Europea de Implementación de la Directiva 2000/60/CE ha quedado un tanto de lado. La propia Directiva 2000/60/CE parece dar una menor importancia a los indicadores fisicoquímicos e hidromorfológicos, al considerarlos de apoyo a los indicadores biológicos. Sin embargo, según lo indiciado en el punto del Anexo V, para las categorías de aguas superficiales, la clasificación del estado ecológico de la masa de agua estará representado por el peor de los valores de los resultados del control biológico y Página 7 de 76

8 fisicoquímico de los correspondientes indicadores de calidad. Eso evidentemente implica que conviene contemplar y aplicar los indicadores no biológicos con buen criterio, ya que de lo contrario podrían establecerse clasificaciones erróneas. Debemos recordar que una clasificación excesivamente exigente de los indicadores físicoquímicos puede suponer una penalización general del estado ecológico de las masas de agua, lo cual, a su vez, podría interpretarse como un empeoramiento y quizás como un déficit en el cumplimiento de los objetivos de calidad, con las consecuencias que esto podría tener en los planes de gestión. En general, si un sitio se clasifica incorrectamente en una clase de mejor estado que el real significa que puede darse un deterioro que no va a ser detectado; mientras que en la situación contraria se puede provocar un gran esfuerzo inversor en programas de control y programas de medidas correctoras para mejorar su estado, aunque pudieran ser innecesarias. Por ello, conviene que los aspectos relativos a la clasificación del estado a partir de las condiciones fisicoquímicas generales y la asignación de objetivos ambientales relacionados sean trabajados, discutidos y desarrollados convenientemente para no dar lugar a clasificaciones de estado erróneas. En el ámbito de la Comunidad Autónoma del País Vasco se cuenta con antecedentes interesantes en el estudio de los ríos y su clasificación en función de la calidad fisicoquímica y/o ecológica. Estos antecedentes se convierten en herramientas básicas para que el establecimiento de objetivos ambientales relativos a condiciones fisicoquímicas generales sean coherentes con la realidad de nuestras aguas. En 1990 la Viceconsejería de Medio Ambiente publica un libro Limnología de los ríos de Bizkaia: teorías, aplicaciones e implicaciones biológicas 2 que recogía un estudio sobre las implicaciones del componente fisicoquímico en la biología o componente biológico de nuestras aguas superficiales fluviales. El trabajo recogía estos aspectos fisicoquímicos de un proyecto más ambicioso llevado a cabo entre por la Diputación Foral de Bizkaia denominado Estudio de caracterización 2 G. de Bikuña,B.& L. Docampo, Limnología de los ríos de Bizkaia: Teoría, aplicaciones e implicaciones biológicas. Servicio central de publicaciones del Gobierno Vasco, 200pp fisicoquímica y biológica de la Red Hidrográfica de Bizkaia. En 1992, el Gobierno Vasco publicaba el estudio de Caracterización Hidrobiológica de la Red Fluvial de Álava y Gipuzkoa, en el que se realizaron investigaciones encaminadas a conocer y analizar los valores de diversas condiciones fisicoquímicas del ambiente fluvial, junto con otros aspectos climáticos y fisiográficos de las cuencas fluviales. También era descrito el componente biológico que se utilizaba para la caracterización biótica, relacionando estos datos con los abióticos. Por otra parte, se realizó un estudio de la población de peces, macrófitos, etc., así como la determinación de especies y comunidades indicadoras, proponiendo una metodología para la evaluación de la calidad biológica de las aguas fluviales de la Comunidad Autónoma del País Vasco, clasificando los diferentes tramos fluviales en función de la calidad biológica. Tomando como punto de partida dichos estudios, el entonces Departamento de Urbanismo, Vivienda y Medio Ambiente decidió abordar en el año 1993 los trabajos de definición y puesta en marcha de Red de Vigilancia de la Calidad de las Aguas y del Estado Ambiental de los Ríos de la CAPV. Por otro lado, otros gestores, como la Diputación Foral de Guipúzcoa, comenzaban asimismo una serie de estudios globales sobre las aguas superficiales por lo que para principios de los 90 se disponía de un conocimiento previo de los sistemas fluviales muy completo. Las Redes de vigilancia se concibieron con el objetivo de contar con un instrumento imprescindible para llevar a cabo una correcta planificación y ha seguido de cerca los criterios que se estaban planteando desde la normativa europea a lo largo de los años de gestación de la Directiva 2000/60/CE. Este ha sido el referente que ha ido marcando todas y cada una de las mejoras que se han ido incorporando a las redes de vigilancia, fruto de lo cual la CAPV cuenta con una red de vigilancia dispuesta a cumplir los objetivos de la Directiva 2000/60/CE. Además, en estas redes de vigilancia se aúnan metodologías tradicionales para la determinación de las características fisicoquímicas y microbiológicas de las aguas e indicadores que procesan estas concentraciones en índices de calidad, junto con la aplicación de metodologías biológicas tendentes a Página 8 de 76

9 caracterizar el estado ambiental y la calidad ecológica de los ríos, lagos y zonas húmedas, estuarios y aguas litorales de la CAPV, siendo ésta pionera en la caracterización biológica de los sistemas acuáticos. Esta información junto a otros estudios deben permitir cumplir con la exigencia del artículo 13 de la Directiva 2000/60/CE que indica que antes del 22 de diciembre de 2009 deben ser aprobados los Planes Hidrológicos de cuenca. En el anexo VII de la Directiva 2000/60/CE se indica la información que deben incluir dichos plantes hidrológicos. Así se establece en el artículo 13 Directiva 2000/60/CE que antes del 22 de diciembre de 2009 deben ser aprobados los Planes Hidrológicos de cuenca adaptados a esta directiva. En el anexo VII de la Directiva 2000/60/CE se indica la información que deben incluir dichos plantes hidrológicos. Así se indica que para aguas superficiales deben estar, entre otros, los siguientes elementos de información: identificación de las condiciones de referencia para los tipos de masas de agua superficiales. Una lista de los objetivos medioambientales establecidos en el artículo 4 para las aguas superficiales, las aguas subterráneas y las zonas protegidas. Un resumen del programa o programas de medidas adoptado en virtud del artículo 11 que incluya los modos de conseguir los objetivos establecidos con arreglo al artículo 4. La aplicación de la Directiva 2000/60/CE se plantea como un proceso cíclico de largo plazo cuyo primer ciclo culmina en 2015, primer horizonte para la consecución de los objetivos medioambientales señalados. Lógicamente el programa o programas de medidas que se plasmen en el Plan Hidrológico tendrán naturaleza diferente en función de los objetivos ambientales planteados, entre ellos los objetivos relativos a las condiciones fisicoquímicas generales. Además, y en aplicación de la Ley 1/2006 de 23 de Junio, de Aguas, del País Vasco, adquiere carácter propio el Programa de Medidas, el cual debe recoger los mecanismos necesarios para lograr los objetivos generales de la Directiva 2000/60/CE y los específicos relativos a la Demarcación de las cuencas Internas del País Vasco. Página 9 de 76

10 2. OBJETIVO Se plantean como objetivos a desarrollar en este informe los siguientes: Establecimiento de las condiciones de referencia específicas de tipo para las variables asociadas a los indicadores de calidad fisicoquímica general. Desarrollo de una metodología de cálculo del componente fisicoquímico coherente con las definiciones normativas de la Directiva 2000/60/CE y con los procedimientos establecidos por los grupos de trabajo de implementación. Establecimiento de Clases de calidad que posibilite el cálculo del estado fisicoquímico que participa en el cálculo del estado ecológico. Establecimiento de Objetivos ambientales derivados de las marcas de clase de calidad, es decir, la que se establece como límite entre la clase de estado Moderado y Bueno. Como estrategia de trabajo se plantean las siguientes etapas: Selección de variables relacionadas con los indicadores fisicoquímicos generales (Anexo V, Directiva 2000/60/CE), en especial las que mejor reflejan la influencia de la actividad humana. A partir de los datos disponibles en la Red de seguimiento de la calidad de las masas de agua superficial de la CAPV, realizar análisis estadísticos para obtener una aproximación a las condiciones de referencia de los indicadores fisicoquímicos generales que afectan a los indicadores biológicos, con carácter general o por tipología. Diseño de un sistema de clasificación de los indicadores fisicoquímicos generales que afectan a los indicadores biológicos, de tal forma que se refleje el grado de divergencia respecto a condiciones de referencia; y que sea comparable a los sistemas empleados en los indicadores biológicos en el marco de la Directiva 2000/60/CE. Establecimiento de propuesta de objetivos ambientales de los indicadores fisicoquímicos generales tanto como valor asociado al sistema de clasificación planteado en el punto anterior como valores individuales para las variables seleccionadas en el primer punto. Contraste con otras Directivas Europeas sobre calidad de aguas tales como la Directiva 75/440/CEE y 78/659/CEE y estima de valores individuales de otras variables no seleccionadas en el primer punto y que sean considerados indicadores fisicoquímicos generales que afectan a los indicadores biológicos según el Anexo V de la Directiva 2000/60/CE. Establecimiento de objetivos ambientales específicos para los tramos de ríos incluidos en el Registro de Zonas Protegidas correspondiente al Informe Relativo a los Artículos 5 y 6 de la Directiva Marco del Agua 2000/60/CE para el conjunto de la Comunidad Autónoma del País Vasco Página 10 de 76

11 3. CLASIFICACIÓN DEL ESTADO ECOLÓGICO SEGÚN LA DIRECTIVA 2000/60/CE Las definiciones normativas del anexo V de la Directiva 2000/60/CE no arrojan mucha luz sobre cómo establecer el estado ecológico y químico y lo más básico que se extrae del texto de la Directiva 2000/60/CE es que el estado debe calcularse como referencia a un estado inalterado y además que este estado inalterado tiene que fijarse respecto de cada tipo o tipología establecida. Por ello, todo el proceso de implementación de la Directiva 2000/60/CE, proceso enormemente complejo, está siendo definido y estructurado por Grupos de trabajo que se han formado para este cometido. El Working Group 3.4 (REFCOND) ha sido el encargado de, entre otros temas, definir como intervienen los elementos fisicoquímicos de calidad en la clasificación del estado ecológico. Este punto en concreto, está siendo llevado a cabo por el grupo de trabajo del CIS encargado del programa Estado Ecológico (ECOSTAT), y se recogerá en una guía específica. Este grupo, en el año 2003, definía su labor en los siguientes términos: Debe desarrollarse un método de comparación de los resultados de monitorización obtenidos con la físico-química y los componentes biológicos del sistema, la importancia de la físico-química en la determinación de un estado ecológico muy bueno o bueno y, en el funcionamiento del ecosistema. Las condiciones físico-químicas de referencia deben ser comunes a los tipos de agua europeos de las mismas características y calidad, deben permitir también comparar los sitios de referencia con otros de menor calidad Además, los contaminantes específicos están recogidos en el EQS de sustancias prioritarias (Art 16(7)), donde también se define el Buen estado químico (cf. Art. 2). El buen estado químico no asegura una buena calidad del sistema, porque para ello es necesario que también exista un buen estado ecológico del sistema. Es necesario estudiar la relación entre el estado químico y ecológico y hacer un listado con las sustancias que no alteren unas condiciones buenas del agua. La determinación de sustancias prioritarias será llevado a cabo por EAF, y el estudio de la relación entre estado ecológico y químico lo desarrollará un grupo de trabajo del estado ecológico (ECOSTAT) del CIS. Uno de los métodos que sí estableció la Directiva 2000/60/CE es cómo participa el Estado fisicoquímico en el cálculo del estado ecológico. (Figura 2). Figura 2 Indicación de los papeles relativos de los elementos de calidad biológica, hidromorfológica y fisicoquímica en la clasificación del estado ecológico de acuerdo con las definiciones normativas del Anexo V:1.2 (Nota: -figura reproducida de los documentos guía REFCOND y COAST) Página 11 de 76

12 Según la Directiva 2000/60/CE, el componente con mayor peso específico en la determinación del estado ecológico son los elementos biológicos siendo el componente químico e hidromorfológico determinante únicamente para la determinación del Muy buen estado o del Buen estado. Un sistema con el componente biológico en un estado de menor calidad que el Bueno adquiere siempre la clasificación que tome por el componente biológico, por ello el componente químico solo es necesario para discernir entre el Muy Buen estado y el Buen estado y para separar, y esto es lo más importante, entre la consecución de los objetivos ambientales (buen estado) y el no cumplimiento de los mismos y por ende el no cumplimiento de la Directiva 2000/60/CE (estados inferiores al Bueno). En la valoración del estado químico la primera cuestión es la clasificación del estado fisicoquímico general que modifica su estatus según las concentraciones detectadas de contaminantes específicos para los que se tiene en cuenta tanto si aparecen o no, y si se encuentran, si superan las normas de calidad establecidas. Como regla general un Muy Buen estado sería aquel en el que no existen alteraciones antropogénicas de los valores de calidad fisicoquímica e hidromorfológicas correspondientes al tipo de masa o existen alteraciones de muy escasa importancia y además, el componente biológico refleja valores asociados normalmente al tipo en condiciones inalteradas y no muestra indicios de distorsión o ésta es mínima, es decir, estarían presentes las comunidades específicas del tipo. El Buen estado se define por aquel en que los valores de distorsión respecto al de referencia son bajos. Implícitamente, estas definiciones nos llevan a la determinación de condiciones de referencia específicas del tipo y al concepto de EQR (Ecological Quality Ratio), puntales del sistema de clasificación planteado por la Directiva 2000/60/CE. Las calificaciones del estado ecológico se tienen que expresar como medidas de la desviación respecto a condiciones más o menos inalteradas. Este grado de desviación se determina mediante el correspondiente EQR o Cociente de calidad ecológica (Figura 3). Estado ecológico (E i ) EQR = Estado referencia (E 0 ) Figura 3 Ecological Quality Ratio El EQR adquiere valores entre 0-1. Esa banda hay que dividirla en 5 grupos que engloban desde el más alto valor ecológico, correspondiente a los valores de referencia o condiciones inalteradas, y el peor de los estados. AsÍ se plantea uno de los grandes problemas de todo el proceso de implantación de la Directiva 2000/60/CE a nivel europeo, esto es, determinar o establecer de manera idónea los valores de separación entre el Muy Buen estado y el Buen estado y sobre todo los valores umbrales entre el Buen estado y el Estado Moderado (aceptable), ya que este umbral marca el límite por debajo del cual no se cumplen los objetivos ambientales y se puede hablar de un incumplimiento de la normativa, con todo lo que esto conlleva de obligatoriedad de establecer programas de medidas para la recuperación del sistema. Página 12 de 76

13 4. SISTEMA DE CALIFICACIÓN DEL ESTADO FISICOQUÍMICO GENERAL 4.1. INTRODUCCIÓN La metodología óptima para obtener una calificación del estado para todos los elementos exigidos en la Directiva 2000/60/CE es mediante el cálculo del denominado EQR (Ecological Quality Ratio), es decir, la relación existente entre los valores observados para una determinada variable o métrica y los valores obtenidos para esa misma variable en las estaciones de referencia, es decir, las condiciones de referencia. Esto implica, entre otros, establecer el estatus de referencia, que se considera equivalente al estado ecológico alto (Murray-Bligh et al (2006). La Directiva 2000/60/CE ha propiciado, en el ámbito de los indicadores biológicos, el desarrollo de nuevas y mejores metodologías que facilitan la determinación de estado biológico y que sirvan como elementos de apoyo a la evaluación final del estado ecológico. Así entre diferentes métodos se ha dado el desarrollo de índices multimétricos, que por definición son la combinación de los resultados de tres o más métricas. Según un borrador de normativa (Water quality - Guidance standard on the design of Multimetric Indices) Current status: Working document CEN/TC 230 Date: pren Multimetric: 2006, sabemos que cualquier método debería contemplar las siguientes reflexiones: Los resultados del control de los indicadores se expresarán como índices o métricas. Pueden utilizarse variables o grupos de variables concretos que representen al indicador en conjunto. Los índices de calidad representarán la relación entre los valores de los parámetros observados y los correspondientes a dichos parámetros en las condiciones de referencia aplicables a la masa. De forma análoga a los índices multimétricos y a la determinación de los EQR asociados a los indicadores biológicos en el marco de la Directiva 2000/60/CE, en el caso de las condiciones fisicoquímicas generales específicas de cada tipología se puede optar por aplicar técnicas multivariantes como forma de aunar en un valor la información múltiple que nos proporcionan las distintas variables fisicoquímicas. En el desarrollo de un índice multimétrico asociados a condiciones fisicoquímicas generales específicas de cada tipología, se deben seguir los siguientes pasos: Determinación de las tipologías presentes en el ámbito del objeto del trabajo Selección de variables que muestran respuesta adecuada a un gradiente de presión. Deben responder a impactos humanos y ser lo suficientemente precisos (variabilidad del indicador) para detectar pequeños cambios (sensibilidad del indicador) y deben excluirse variables redundantes. Selección de grupos de variables (por ejemplo 3 variables por Tipo de métrica) Trasformación de la métrica en valores de 0-1. Para ello es necesario definir la Amplitud de banda, mediante el establecimiento de la banda superior (valor de la métrica en condiciones de referencia) y de la banda inferior (valor de la métrica coherente con las peores condiciones). Combinación de grupos de métricas en un Índice Multimétrico (por ejemplo media de todas las participantes) taxa list metric 1 (e.g. number of EPT taxa) metric 2 (e.g. Simpson diversity) metric 3 (e.g. % grazers) metric 4 (e.g. Dutch Saprobic Index) metric 5 (e.g. litoral preferences) Reference condition score score score score score Figura 4 Procedimiento esquemático de funcionamiento de indicador multimétrico (aproximación general, no individualizado por presiones). Tomado del documento guía para macroinvertebrados AQUEM Ecological Quality Class Página 13 de 76

14 4.2. TIPOS DE MASAS DE AGUA SUPERFICIAL DE LA CATEGORÍA RÍOS EN LA CAPV La Directiva 2000/60/CE establece que las masas de agua superficial de cada demarcación hidrográfica se clasificarán en la categoría de ríos, lagos, aguas de transición o aguas costeras. De acuerdo con su naturaleza, podrán clasificarse como naturales, artificiales o muy modificadas. Para cada categoría de agua superficial, las masas pertinentes de aguas superficiales de la demarcación hidrográfica se clasificarán por tipos. Estos tipos son los que se definen utilizando el sistema A o el sistema B descritos en la sección 1.2 del anexo II de la Directiva 2000/60/CE. Esta agrupación de masas sirve para establecer para cada tipo sus características naturales y valores asociados a condiciones inalteradas, y así poder establecer las denominadas condiciones de referencia, elemento clave para el establecimiento de objetivos ambientales. Estas condiciones de referencia deben obtenerse para cada tipo y asociarse a cada indicador de calidad biológica así como a ciertos indicadores de calidad fisicoquímica. En el ámbito de la CAPV, en el estudio denominado Caracterización de las masas de agua superficiales de la CAPV (Gobierno Vasco, 2002) se aplicó el sistema B ya que se consideró que existía suficiente información de partida como para responder a los factores obligatorios y a un amplio abanico de criterios optativos. Por lo tanto, se preveía conseguir un grado de tipificación superior al sistema A y adaptado a las características hidrológicas de la CAPV. El proceso planteado para la definición de tipologías fue una regionalización fisiográfica, seguido de una regionalización biológica y la realización de un contraste de la regionalización biológica con la tipificación fisiográfica, primando los criterios biológicos; por último se hizo una búsqueda de una coherencia con la tipificación existente en la vertiente mediterránea (Munné, A. & Prat, N. 1999) y un correcto ajuste de las regiones resultantes a límites geográficos y de gestión lo más claros que fuera posible (Figura 5). Posteriormente, en el año 2005 se realizó un estudio planteado con el mismo fin por el Centro de Estudios y Experimentación de Obras Públicas, (CEDEX, 2005) para el conjunto del territorio español, Figura 6. En este estudio, sin embargo, no se planteó el uso de información sobre las comunidades biológicas asociadas a las tipologías. A raíz de los ejercicios de intercalibración de la Directiva 2000/60/CE han surgido otras nuevas tipologías y en el caso de la CAPV. Los tipos existentes en nuestro territorio son perteneciente al grupo geográfico de intercalibración Central-Báltico (GIGCB) y los pertenecientes al grupo de intercalibración de ríos mediterráneos (GIGMED) Wouter van de Bund et. al. (2003). Código Descripción Centro de Estudios y Experimentación de Obras Públicas, (CEDEX, 2005) 29 Ejes fluviales principales cantabro-atlánticos calcáreos 32 Pequeños ejes cantabro atlánticos calcáreos 22 Ríos cantabro atlánticos calcáreos 23 Ríos vasco pirenaicos 30 Ríos costeros cantabro atlánticos 9 Ríos mineralizados de baja montaña mediterránea 12 Ríos de montaña mediterránea calcárea 15 Ejes mediterráneo-continentales poco mineralizados 26 Ríos de montaña húmeda calcárea Caracterización de las masas de agua superficiales de la CAPV (Gobierno Vasco, 2002) RVP Vasco Pirenaica PRC Pequeños Ríos Costeros EJP Ejes Principales RVC Vasco Cantábrica MH Ríos de Montaña húmeda MHd Montaña húmeda subtipo divisoria MM Ríos de Montaña mediterránea MMs Montaña mediterránea subtipo Salado D Depresión Dc Depresión subtipo Rioja Alavesa GR Grandes ríos. (Ríos importantes) Grupo Geográfico de Intercalibración Central-Báltico RC6 Ríos pequeños de llanura calcárea RC4 Ríos medianos de llanura mezcla RC3 Ríos pequeños de media altura silíceo RC1 -RC2 Ríos pequeños de llanura silíceo-arena-roca Grupo Geográfico de Intercalibración Mediterráneo R-M1 Ríos pequeños altitud media R-M2 Ríos medios altitud baja R-M4 Ríos pequeños y medios de Montaña Mediterránea Tabla 1 Tipologías establecidas en los ríos vascos. Fuente CAPV-2002, CEDEX-2005 y por los Grupos Geográficos de Intercalibración (GIG) Página 14 de 76

15 Ecorregiones Depresión Ejes cantábricos principales Embalses Grandes ríos Pequeños ríos costeros Montaña húmeda Montaña mediterránea Vasco-Cantábrica Vasco-Pirenáica Figura 5 Mapa de las Tipologías. Categoría ríos. Caracterización de las masas de agua superficiales de la CAPV (Gobierno Vasco, 2002) Tipología ríos según CEDEX Cuencas Vertientes Masas de agua No Tipo Río Ejes fluviales principales cantabro-atlánticos calcáreos Pequeños ejes cantabro-atlánticos calcáreos Ríos cantabro-atlánticos calcáreos Ríos costeros cantabro-atlánticos Ríos vasco-pirenáicos Ríos de montaña húmeda calcárea Ríos de montaña mediterránea calcárea Ríos mineralizados de la baja montaña mediterránea Ejes mediterráneo-continentales poco mineralizados Figura 6 Mapa de las Tipologías. Categoría ríos. Centro de Estudios y Experimentación de Obras Públicas, (CEDEX, 2005)) Página 15 de 76

16 Núm. tipo Altitud 3 (m.s.n.m.) Amplitud térmica anual 4 (ºC) 15,0-15,4-15,0-11,0-12,0-13,2-10,6-8,7-13,7 7,0-11,2 20,0 19,8 20,0 13,9 13,7 19,4 14,3 Área de cuenca 5 (km ) Orden del río de Stralher Pendiente media de la cuenca 7 (%) 1,9-9,1 1,6-10,1 2,6-10,2 4,4-14,9 7,9-12,4 4,0-16,6 7,7-17,1 2,3-10,2 7,4-15,4 Caudal medio anual 8 (m 3 s- 1 ) 0,1-5,3 0,1-5,3 6,4-13,5-0,3-2,5 0,3-2,8 0,2-39,0 108,0 35,6 0,2-2,0 3,1-12,0 Caudal específico medio anual de la cuenca 9 (m 3 s -1 km -2 ) 0,001-0,009 0,002-0,011 0,005-0,022 0,017-0,038 0,022-0,049 0,011-0,038 0,021-0,039 0,016-0,036 0,020-0,043 Temperatura media anual 10 (ºC) Distancia a la costa 11 (km) Latitud 12 (ggmmss) a a a a a a a a a Longitud 13 (ggmmss) a a a a a a a a a Conductividad 14 (µs cm-1) > 325 > 300 < 450 > 250 > 150 > 220 > 210 > 20 > 215 Tabla 2 Rangos y umbrales de las variables que definen la tipología de ríos. Como valores representativos de los límites superior e inferior de la distribución, se muestran los percentiles 5 y 95, de tal forma que enmarquen en cada caso el 90% de la distribución. En el caso de la conductividad sólo se establece un umbral, máximo o mínimo, que acotaría el 95% de la población Núm. tipo Altitud (m.s.n.m.) Amplitud térmica anual (ºC) ,1 13,1 16,2 11, Área de cuenca (km 2 ) Orden del río de Stralher Pendiente media de la cuenca (%) 4,5 4 5,4 9,1 10,1 9,1 9,5 5,4 9,7 Caudal medio anual (m 3 s -1 ) 0,4 0,4 25,3 0,8 0,9 1,4 17,6 0,6 6,2 Caudal específico medio anual de la cuenca (m 3 s -1 km -2 ) 0,003 0,005 0,012 0,027 0,035 0,021 0,031 0,024 0,029 Temperatura media anual (ºC) Distancia a la costa (km) 68,1 132,7 148,5 20,7 26,5 80,8 9,6 4,9 15,8 Latitud (ggmmss) Longitud (ggmmss) Conductividad (µs cm -1 ) Tabla 3 Medianas de las variables que definen la tipología de ríos 3 Altitud media de la masa de agua en metros sobre el nivel medio del mar 4 Valor medio para la masa de agua de la diferencia (en grados centígrados) entre la temperatura media del aire del mes más cálido y la temperatura media del aire del mes más frío, calculadas para el periodo Superficie de la cuenca vertiente en el punto de desagüe de la masa de agua, en km2 6 Orden del tramo de río, calculado para la red de drenaje de más de 10 km2 de área de cuenca según el método de Strahler. En dicho método, los ríos de cabecera tienen orden 1, la unión de dos ríos de orden 1 genera un río de orden 2, la unión de dos de orden 2, un río de orden 3 y así sucesivamente 7 Se expresa en % y se calcula para el punto de desagüe de la masa de agua. Para su obtención se divide la cuenca en una cuadrícula de, como máximo, 500 metros de lado y se calcula la diferencia de cota máxima entre el valor medio de cada cuadrícula y el de las 8 cuadrículas vecinas. Posteriormente se obtiene el promedio de todas las cuadrículas que componen la cuenca 8 Corresponde al punto de desagüe de la masa de agua y a condiciones naturales de aportaciones y drenaje. Se calcula para el periodo y se expresa en m3/s 9 Se obtiene dividiendo el caudal medio anual (en m3/s) y el área de la cuenca (km2), calculados tal y como se ha descrito con anterioridad 10 Valor medio para la masa de agua de la temperatura media anual del aire (en ºC), calculada para el periodo Distancia lineal (en km) desde el centroide de la masa de agua hasta el punto de la línea de costa más cercano 12 Coordenadas geográficas, en grados sexagesimales, minutos y segundos, del centroide de la masa de agua 13 Coordenadas geográficas, en grados sexagesimales, minutos y segundos, del centroide de la masa de agua 14 Conductividad eléctrica media de la masa de agua. Se expresa en micro Siemens por centímetro. Corresponde al valor de conductividad del agua en ausencia de impactos humanos. Se calcula como el percentil 20 de una muestra representativa de medidas de conductividad para la masa de agua Página 16 de 76

17 Sobre la base da la tipología asignada a la categoría ríos por el Centro de Estudios y Experimentación de Obras Públicas, (CEDEX, 2005)) para el ámbito estatal, se ha realizado un ajuste para las masas de agua tipo río presentes en la CAPV y que fuera en buena parte acorde con los criterios plasmados en el trabajo de Caracterización de las masas de agua superficiales de la CAPV (Gobierno Vasco, 2002). De este ajuste se concluye que existe Código GV 2007 Tipología GV 2007 Nº Masas Vertiente Cantábrica 22 Ríos cantabro-atlánticos calcáreos Ríos vasco-pirenaicos Ejes fluviales principales cantabroatlánticos calcáreos 7 30 Ríos costeros cantabro-atlánticos 9 32 Pequeños ejes cantabro-atlánticos calcáreos 10 Vertiente Mediterránea 12 Ríos de montaña mediterránea calcárea Ríos de montaña mediterránea calcárea subtipo Salado 1 15 Ejes mediterráneo-continentales poco mineralizados 1 26 Ríos de montaña húmeda calcárea 12 9 Ríos mineralizados de la baja montaña mediterránea 1 Tabla 4 Tipos existentes en los ríos de la CAPV un total de 5 tipologías en la vertiente cantábrica y otras 5 en la vertiente mediterránea de la CAPV, Tabla 4 y Figura 7. Esto ha implicado que un número reducido de masas de agua de la categoría río (4 en la vertiente mediterránea y 11 en la vertiente cantábrica) fueran reasignadas a otra tipología diferente de la inicialmente propuesta por el CEDEX. Tabla 5. Código CEDEX Código GV Tabla 5 Tipología GV 2007 Ríos de montaña mediterránea calcárea subtipo Salado Ríos de montaña mediterránea calcárea Ríos de montaña mediterránea calcárea Ríos cantabroatlánticos calcáreos Ríos vascopirenaicos Ejes fluviales principales cantabroatlánticos calcáreos Nº Masas Masa de Agua 1 La Muera-A 1 Zadorra-D Ayuda-A Zadorra-B Altube-A Arratia-A Butroe-B Herrerías-A Ibaizabal-B Ibaizabal-C Nerbioi-A Agauntza-A Oria-B Urola-D 1 Deba-D Masas de agua de la categoría ríos con asignación de tipología discrepante. Página 17 de 76

18 Tipología Ríos Ejes fluviales princip cantabro-atlánticos calcáreos Pequeños ejes cantabro-atlánticos calcáreos Ríos cantabro-atlánticos calcáreos Ríos costeros cantabro-atlánticos Ríos vasco-pirenáicos Ríos montaña húmeda calcárea Ríos montaña mediterránea calcárea Ríos montaña mediterránea calcárea subt. Salado Ríos mineralizados de baja montaña mediterránea Ejes mediterráneo-continentales poco mineralizados Figura 7 Mapa de las Tipologías en las que se han dividido las masas de agua superficial de la categoría ríos en la CAPV 4.3. CONDICIONES DE REFERENCIA DEFINICIONES Del Documento guía nº 10 (Ríos y lagos- Tipología, condiciones de referencia y sistemas de clasificación) generado por el Grupo de Trabajo 2.3 o grupo REFCOND de la Estrategia Común de Implementación de la Directiva 2000/60/CE (WFD CIS guidance document No. 10) se deducen los siguientes conceptos: Las condiciones de referencia no se deben identificar necesariamente con condiciones prístinas o no alteradas. Incluye alteraciones mínimas que implican que la presión humana esta permitida siempre que se den efectos ecológicos mínimos. Las condiciones de referencia se deben identificar con estado ecológico alto, esto es, no se deben dar o deben ser menores las evidencias de alteración de los elementos de calidad de fisicoquímica general, hidromorfológicos o biológicos. Las condiciones de referencia deben representarse mediante valores de elementos de calidad biológica relevantes en la clasificación del estado ecológico. Las condiciones de referencia pueden ser un estado actual o pasado. Las condiciones de referencia deben establecerse para cada tipo de masa de agua. Las condiciones de referencia requieren que los contaminantes específicos sintéticos tengan concentraciones cercanas a cero o al menos inferiores a los límites de detección de las técnicas analíticas de uso general más avanzadas. Las condiciones de referencia requieren que las concentraciones de los contaminantes específicos no sintéticos tengan concentraciones que estén dentro del rango normalmente asociado con condiciones no alteradas o valores de fondo. Página 18 de 76

19 En resumen, las condiciones de referencia se corresponden con un estado actual o pasado que se normalizador de métricas al producir un ratio de calidad ecológica (EQR) asocia a niveles de presión nulos o muy bajos, sin Como ya se ha comentado anteriormente, un efectos debidos a urbanización, industrialización o aspecto clave en el proceso de determinación de agricultura intensiva y con mínimas modificaciones objetivos ambientales y en la aplicación de sistemas físico-químicas, hidromorfológicas y biológicas. de clasificación es el establecimiento de las También se puede inducir las siguientes condiciones de referencia asociadas a cada grupo de definiciones: indicadores, ya que, con independencia del método utilizado, cambios en las condiciones de referencia Datos de referencia datos obtenidos de pueden producir cambios notables en la clasificación muestras de referencia para un tipo de masa de y/o en la asignación de objetivos. agua particular. El establecimiento de estas condiciones de Muestra de referencia una muestra que ha sido referencia resulta fundamental, dado que la calidad recogida desde un sitio de referencia siempre fisicoquímica y biológica de cualquier estación de que se encuentre en un estado de referencia muestreo se debe calcular como desviación con Sitio de referencia una ubicación que se respecto a dichas condiciones de referencia. considere que se encuentra en estado de referencia. Estado de referencia una ubicación que se encuentre en un estado ecológico alto y que En los correspondientes planes hidrológicos se debe incluir las condiciones hidromorfológicas y fisicoquímicas específicas de cada tipo de masa de agua superficial que representen los valores de los cumple con la guía REFCOND y los criterios indicadores de los elementos de calidad especificados por los Grupos Geográficos de Intercalibración, GIG Valor de referencia el valor de una métrica de hidromorfológicos y fisicoquímicos correspondientes al muy buen estado ecológico. Asimismo, incluirá condiciones biológicas de referencia específicas, de clasificación nacional que se usa como tal modo que representen los valores de los indicadores de los elementos de calidad biológicos correspondientes al muy buen estado ecológico MÉTODOS PARA DETERMINACIÓN DE CONDICIONES DE REFERENCIA. Entre los métodos que se pueden utilizar para obtener las condiciones específicas de cada tipo se encuentran las mediciones efectuadas en una red de referencia, las basadas en modelizaciones, en una combinación de ambos procedimientos o en el asesoramiento de expertos. En la CAPV se dispone de información relativa a la calidad biológica y fisicoquímica de diferentes tramos de la red hidrográfica desde el año 1993 mediante la denominada Red de Vigilancia de la Calidad de las Masas de Agua Superficial de la Comunidad Autónoma del País Vasco. Aunque el diseño de dicha red en el caso de los ríos, no representa con total proporcionalidad las tres demarcaciones en que se divide administrativamente la CAPV, las relaciones ejes/ afluentes y tramos limpios/ tramos contaminados, sí determina una idea global y acertada de la situación real, que junto con el histórico existente permite realizar análisis de tendencias. Por otro lado, permite disponer de cierto número de muestreos asociados a situaciones de referencia, así como resultados analíticos asociados a diferentes niveles de presión. El Documento guía nº 10 (Ríos y lagos- Tipología, condiciones de referencia y sistemas de clasificación) generado por el Grupo de Trabajo 2.3 o grupo REFCOND de la Estrategia Común de Implementación de la Directiva 2000/60/CE, en lo que se refiere a condiciones de referencia obtenidas a partir de una red de referencia espacial indica que si se dispone de una serie de ubicaciones inalteradas o mínimamente alteradas y su número es adecuado para determinar un valor fiable de la media, mediana o la moda, así como los valores de distribución (percentiles, límites de confianza), entonces el uso de datos de muestreo es uno de los métodos disponibles más sencillos para establecer las condiciones de Página 19 de 76

20 referencia. Esto se haría mediante una recopilación de datos procedentes de los sitios de referencia, incluyendo criterios de exclusión para delimitar la población de referencia. Esta aproximación se usa habitualmente puesto que permite diseñarla para incluir variabilidad natural, tanto especial como temporal. Se considera que una red de referencia estará compuesta por estaciones de control situadas en masas con escasa o nula intervención humana. La información recopilada por la Red de Vigilancia de la Calidad de las Masas de Agua Superficial de la Comunidad Autónoma del País Vasco debe considerarse suficiente para obtener ubicaciones de referencia y por ende condiciones de referencia siguiendo las recomendaciones de la guía REFCOND así como las aproximaciones de los grupos de intercalibración. El diseño de esta red de control planteado inicialmente y su evolución desde 1993 ha dado lugar a disponer de información de un total de 171 estaciones de control (Figura 8), repartidos por 114 Masas de agua de la categoría ríos que reflejan diferentes grados de contaminación y que implica entre otros un total de 6400 muestreos de las variables asociadas a condiciones fisicoquímicas generales. Por todo esto, se plantea la posibilidad de obtener condiciones de referencia para los indicadores de calidad relativos a indicadores fisicoquímicos generales en los ríos de la CAPV mediante la información obtenida en sitios de referencia. Figura 8 Estaciones de control en ríos de la Red de Vigilancia de la Calidad de las Masas de Agua Superficial de la Comunidad Autónoma del País Vasco 4.4. SELECCIÓN DE VARIABLES MÉTRICAS INDIVIDUALES La Directiva 2000/60/CE establece una serie de Indicadores fisicoquímicos que afectan a los indicadores biológicos. Dentro de las masas de agua superficial, como regla general y de aplicación a la categoría río, el control y clasificación de los siguientes aspectos fisicoquímicos que son las que determinan el estado fisicoquímico: Página 20 de 76

21 Condiciones fisicoquímicas generales: condiciones térmicas, condiciones de oxigenación, salinidad, estado de acidificación y condiciones en cuanto a nutrientes. Contaminantes específicos. Los contaminantes específicos intervienen en la determinación del estado ecológico mediante normas de calidad por lo que no van a ser incluidos en el desarrollo de la metodología de determinación de las condiciones fisicoquímicas generales. Así se distingue: contaminación producida por todas las sustancias prioritarias cuyo vertido en la masa de agua se haya observado; y contaminación producida por otras sustancias cuyo vertido en cantidades significativas en la masa de agua se haya observado Cada uno de los componentes asociados a condiciones fisicoquímicas generales es definido por una serie de variables que vienen especificadas en el Anexo V de la Directiva 2000/60/CE y que exponemos en la Tabla 6. Por su parte, el actual borrador Orden Ministerial relativa a la Instrucción de Planificación Hidrológica indica que los indicadores para la evaluación de los elementos de calidad físico-químicos relativos a condiciones generales de los ríos son los incluidos en la Tabla 7. Tipos de Métricas Condiciones térmicas Condiciones de oxigenación Salinidad Estado de acidificación Condiciones de nutrientes Tabla 6 Elemento de calidad Condiciones térmicas Condiciones de oxigenación Salinidad Estado de acidificación Nutrientes Tabla 7 Variables Temperatura del agua Temperatura del aire % Saturación de oxígeno Oxígeno disuelto DBO5, Demanda Biológica de Oxigeno (5 días) DQO, Demanda Química de Oxígeno Conductividad Alcalinidad ph Carbono orgánico total Amoniaco Amonio Nitrato Nitrito Nitrógeno total Nitrógeno Total Kjeldahl Fósforo total Ortofosfato Relación de variables que la Directiva 2000/60/CE exige que participen en la determinación del componente fisicoquímico que contribuye a la clasificación del estado ecológico. Indicador Temperatura media del agua Oxígeno disuelto Tasa de saturación del oxígeno DBO5 Conductividad eléctrica a 20ºC media Opcional: dureza total, cloruros y sulfatos ph Opcional: alcalinidad Amonio total Nitratos Fosfatos Opcional: Nitrógeno total y Fósforo total Indicadores para la evaluación de los elementos de calidad físico-químicos de los ríos ÍNDICE MULTIMÉTRICO INTRODUCCIÓN En este apartado se pretende presentar un desarrollo metodológico para la determinación de las condiciones físico-químicas generales o estado fisicoquímico, el denominado Método del índice fisicoquímico referenciado (IFQ-R). Este trabajo comenzó durante el periodo de explotación de la Red de Seguimiento del Estado ecológico de los ríos de la CAPV 15 de los años 2003 y 2004 y ha ido evolucionando a lo largo de los dos últimos años, siendo puestas a punto finalmente en este proyecto. 15 Informe técnico correspondiente a los años Tal y como se ha indicado anteriormente, la metodología óptima para obtener una calificación del estado para todos los elementos exigidos en la Directiva 2000/60/CE es mediante el cálculo del denominado EQR, es decir, la relación existente entre los valores observados para una determinada variable o métrica y los valores obtenidos para esa misma variable en las estaciones de referencia. Así, se pretende encontrar un sistema de calificación del estado de las masas de agua de la categoría río basado en las condiciones fisicoquímicas generales que sea comparable a los EQR empleados en los indicadores biológicos en el marco de la Directiva 2000/60/CE; y que pueda servir Página 21 de 76

22 para dar una valoración global del estado de una masa de agua o de una estación de control en función de las variables fisicoquímicas generales que están directamente relacionadas con las presiones de origen humano, y que permita analizar estas presiones y su repercusión ecológica a nivel de masa. De forma análoga a los índices multimétricos y a la determinación de los EQR asociados a los indicadores biológicos en el marco de la Directiva 2000/60/CE, en el caso de los indicadores fisicoquímicos se ha optado por aplicar técnicas multivariantes como forma de aunar en un valor la información múltiple que nos proporcionan las distintas variables fisicoquímicas. Se ha optado por aplicar Análisis de Componentes Principales (ACP) que permite: determinar un eje de gradación de contaminación definido por condiciones de referencia de Muy Buen estado y Mal estado, que funcionan como registros virtuales y así establecer la amplitud de banda definida por la distancia entre la posición determinada por el ACP en un plano bidimensional para el Muy Buen estado y Mal estado, es decir, el grado de distorsión máximo. identificar en un plano bidimensional la proyección al eje de gradación de contaminación de la ubicación de cada muestra en el ACP, y determinar la distancia euclídea de dicha proyección a la posición de Muy buen estado, es decir, el grado de distorsión de la muestra. determinar el EQR como la relación entre el grado de distorsión de la muestra y el grado de distorsión máximo. Esta metodología ha sido aplicada de forma similar en ambientes marinos por Algarra and Niell (1985), Belan (2003), Borja et al. (2004) y G. de Bikuña et. al. (2004) e implica las siguientes etapas: Selección de variables para su análisis en el ACP, Establecimiento de condiciones de referencia de buen y mal estado para las variables para determinar la amplitud de banda, Determinación de EQR y cálculo del IFQ-R. ANÁLISIS DE COMPONENTES PRINCIPALES La herramienta sobre la que se pretende basar el índice multimétrico para la clasificación de estado asociado a condiciones fisicoquímicas generales en ríos es el análisis multivariante, concretamente análisis de componentes principales. Se ha planteado esta metodología porque se estima que los análisis de componentes principales pueden sintetizar la información obtenida de muchas variables, eliminando posibles redundancias y destacando las tendencias más relevantes. Por otro lado, la metodología planteada permite, mediante el cálculo de las distancias vectoriales, cuantificar el grado de proximidad de una estación a unas condiciones de referencia, lo cual puede ser traducido en valores EQR como así se exige en la Directiva 2000/60/CE. El análisis de componentes principales intenta identificar variables subyacentes, o factores, que expliquen la configuración de las correlaciones dentro de un conjunto de variables observadas. El Análisis de Componentes Principales pertenece a un grupo de técnicas estadísticas multivariantes, eminentemente descriptivas y muy utilizadas por la comunidad científica. El análisis de componentes principales reduce el tamaño de una matriz de datos de un conjunto de variables a una matriz menor (componentes) y cuadrada. El análisis de componentes principales permite reducir la dimensionalidad de los datos, transformando el conjunto de p variables originales en otro conjunto de q variables no correlacionadas llamadas componentes principales. Las p variables son medidas sobre cada uno de los n individuos, obteniéndose una matriz de datos de orden np (p <n). Los únicos requerimientos previos para la aplicación del análisis de componentes principales son la continuidad de las variables, y que el número n de individuos o elementos observados debe ser mayor que el número p de variables originales. Desarrollo de un índice multimétrico mediante análisis multivariantes (como método de cálculo de la calidad) Página 22 de 76

23 ANÁLISIS DE COMPONENTES PRINCIPALES Ejemplo gráfico: 2 variables y y i II I Coordenadas respecto de los ejes rotados (factoriales) II x i x Coordenadas respecto de los ejes iniciales I Para n variables: n componentes (ortogonales; independientes entre sí) Se calcula correlación entre componentes y variables originales Se calculan los coeficientes para la obtención de los componentes a partir de las variables originales (por combinación lineal) Para cada observación se obtienen nuevas coordenadas (factoriales) Figura 9 Ejemplo gráfico de un ACP en el que se observa la nube de puntos que representan las muestras y el modo de situarlas en el especio formado por los componentes Entre los usos más frecuentes del ACP están: Como técnica de análisis exploratorio que permite descubrir interrelaciones entre los datos y de acuerdo con los resultados, proponer los análisis estadísticos más apropiados. Reducir la dimensionalidad de la matriz de datos con el fin de evitar redundancias y destacar relaciones. En la mayoría de los casos, tomando sólo los primeros componentes, se puede explicar la mayor parte de la variación total contenida en los datos originales. Construir variables no observables (componentes) a partir de variables observables: hay un pequeño número de rasgos no directamente medibles, que se denominan Indicadores sintéticos y que vienen estimados por los componentes. Bajo ciertas circunstancias, es de gran utilidad usar estos componentes no correlacionados, como datos de entrada para otros análisis. En nuestro caso se usa un enfoque numérico para encontrar el patrón que siguen las variables y para poder establecer los componentes o factores. Para seleccionar el número de factores se sigue el criterio de Porcentaje de varianza. El número de factores se obtiene a partir de la varianza total explicada por el análisis. Una vez obtenido el análisis factorial definitivo, el investigador debe interpretar la naturaleza de lo que se está midiendo con cada uno de los factores. Esta fase depende exclusivamente de la naturaleza de las variables. La relación entre factores y variables se obtiene a través de las cargas factoriales. Idealmente, cada variable debe tener cargas factoriales elevadas en un solo factor, y cada factor debe tener asociadas cargas elevadas con variables relacionadas conceptualmente entre sí. De esta manera, es posible interpretar el significado de cada uno de los factores. Si un factor tiene asociadas gran número de variables heterogéneas, puede ser recomendable aumentar el número de factores en el análisis, esperando que dichas variables se asocien a diferentes factores. Una vez interpretados los factores, puede ser necesario asignar a cada uno de los individuos de la muestra un valor para cada uno de los factores extraídos, usando algún tipo de variable representativa. Una de ellas es usar los propios factores, a partir de las puntuaciones factoriales. Mediante el uso de la puntuación factorial, el factor se representa como una combinación lineal de todas las variables incluidas en el análisis, aunque los mayores coeficientes (denominados puntuaciones factoriales o factor scores) estarán asociados a las variables con cargas factoriales elevadas. Las puntuaciones factoriales de las variables con cargas factoriales reducidas pueden distorsionar la importancia de estas variables. Se puede definir un componente como la mejor combinación lineal de un conjunto de variables. Este componente explica más varianza de los datos que Página 23 de 76

24 cualquier otra combinación lineal posible de las variables contempladas. En otras palabras, cada componente puede ser descrito matemáticamente por una ecuación polinomial de primer orden. La disponibilidad de un alto número de registros asociados a datos fisicoquímicos (multitud de variables, frecuencia de control y largos períodos de control) implica que se considere que el mejor método para establecer un Índice multimétrico sea la aplicación de técnicas multivariantes como método multimétrico de cálculo de la calidad debida al componente fisicoquímico. SELECCIÓN DE VARIABLES Se pretende definir un sistema de clasificación de la calidad fisicoquímica de las estaciones de muestreo, de tal forma que se permita introducir este elemento de calidad en la valoración global del estado ecológico. Este sistema se pretende que sea un sistema de calificación del componente fisicoquímico de tal forma que interesan variables que reflejen la actividad antrópica y no variables que reflejen una variabilidad natural de tipo mineralización. A partir de la información de la Red de vigilancia de la calidad de las masas de agua superficial de la Comunidad Autónoma del País Vasco, en un primer análisis, y para cumplir con los requisitos que se piden a las variables que van a participar en un índice multimétrico, se eliminaron algunas variables de las exigidas por la Directiva 2000/60/CE y especificadas en la Tabla 6 con el objeto de formar parte de índice IFQ-R. Las variables implicadas en la mineralización de las aguas (Salinidad y estado de acidificación) no se incluyen como variables seleccionadas para elaborar el índice multimétrico puesto que aunque el efecto derivado de vertidos con componente salino o ácido puede ser relevante a nivel local, no acostumbra a tener una gran repercusión ecológica a nivel de masa de agua. El análisis relativo a su grado de desviación de las condiciones naturales debe realizarse de forma pormenorizada ante aportes naturales o externos que de forma más o menos local alteren los valores asignados a la tipología asignada. En conjunto se pretende seleccionar variables destinadas a calificar en función de un eje de calidad o de presión y no un eje de mineralización que, aunque influido por las condiciones antropogénicas, está claramente marcado por la litología y geología. La temperatura no se incluye como variable seleccionada para elaborar el índice multimétrico puesto que aunque el efecto derivado de vertidos térmicos puede ser relevante a nivel local, no acostumbra a tener una gran repercusión ecológica a nivel de masa de agua y no presenta una buena relación con las presiones determinantes en nuestros ríos. Las oscilaciones térmicas del agua pueden llegar a ser tan notorias en situaciones de bosque de ribera escaso o mal estructurado. Este hecho se puede identificar por los indicadores hidromorfológicos. De las condiciones en cuanto a nutrientes, se seleccionaron las más sensibles, eliminándose las redundantes por la alta correlación que presentaban. También se eliminaron las que ocasionaban muchos missing values por no haberse medido de continuo y también se eliminó el ortofosfato por haberse cambiado de método de análisis. Por lo tanto y en función de la aplicación de los apartados anteriores al final se seleccionaron las variables indicadas en la Tabla 8 para la determinación del índice multimétrico IFQ-R (Índice de físico-química referenciado) Tipos de Métricas Condiciones de oxigenación Condiciones de nutrientes Tabla 8 variables % Saturación de oxígeno DBO, Demanda Biológica de Oxigeno (5 días) DQO, Demanda Química de Oxígeno Amonio Nitrito Nitrógeno total Fósforo total Relación de variables seleccionadas para análisis multivariante y que participan en la determinación del componente fisicoquímico que contribuye a la clasificación del estado ecológico. ESTABLECIMIENTO DE CONDICIONES DE REFERENCIA DE BUEN Y MAL ESTADO La Directiva 2000/60/CE establece que deben establecerse condiciones de referencia relativas a condiciones fisicoquímicas específicas de cada tipología de ríos. Las variables fisiográficas y relacionadas con la mineralización de las aguas son las que, en gran Página 24 de 76

25 medida, condicionaron la creación de las diferentes ecorregiones de la CAPV. Inicialmente, dado que la CAPV se identificaron diferentes ecorregiones se planteó la posibilidad de obtener tantas condiciones de referencia como ecorregiones, de esta manera se seguía el criterio imperante en la Directiva 2000/60/CE. Sin embargo, como las condiciones de referencia se iban a establecer para variables que reflejen la actividad antrópica y no variables que reflejen una variabilidad natural se planteó que no tenía mucho sentido hacer tantas condiciones de referencia como ecorregiones, de manera que se consideró establecer condiciones de referencia comunes para toda la CAPV. Posteriormente, se consideró que dada la existencia de dos grandes regiones de la CAPV (vertiente cantábrica y mediterránea) en las que la divisoria de aguas cantábrico-mediterránea, divide el territorio y condiciona la hidrología, geomorfología y también la actividad económica y las presiones que afectan a cada área), parecía conveniente diferenciar estas dos zonas para el establecimiento de las condiciones de referencia. En último término, se planteó que el objetivo del proyecto era desarrollar una metodología de clasificación del estado en base a variables relativas a las condiciones fisicoquímicas generales, no tanto el desarrollo de condiciones de referencia definitivas para el conjunto de la CAPV. Por tanto, una vez desarrollado el modelo, las condiciones de referencia se establecerán según criterios y necesidades del momento. De todas formas, se considera que lo más importante son los criterios que se deben seguir para establecer las condiciones de referencia, por lo que exponemos a continuación los criterios seguidos en esta fase. El modelo será válido para cualquier grupo que se trate (masas de agua cantábricas del Tipo Ríos cantábricos calcáreos o masas de agua mediterráneas del tipo Ríos de Montaña húmeda calcárea ), o incluso puede ser aplicado en otras áreas geográficas ya que la única condición será utilizar en cada caso los valores de referencia adecuados y extraer los coeficientes en cada caso. Hemos querido exponer los resultados para los tres grandes grupos en que hemos dividido los ríos de la CAPV: vertiente cantábrica, vertiente mediterránea y para el conjunto de la CAPV. En el momento inicial de desarrollo de este método se daban las siguientes circunstancias: El documento guía nº 10 (Ríos y lagos- Tipología, condiciones de referencia y sistemas de clasificación) generado por el Grupo de Trabajo 2.3 o grupo REFCOND de la Estrategia Común de Implementación de la Directiva 2000/60/CE (WFD CIS guidance document nº. 10) no estaba disponible ya que fue publicado en Esto dificultaba la selección de estaciones de referencia a partir de criterios homogéneos. No se había iniciado el ejercicio de intercalibración para ríos, con lo cual no se disponía de sistemas de calificación homogéneos para elementos biológicos. Sin embargo en el marco de la Red de Seguimiento del Estado Ecológico de los Ríos de la Comunidad Autónoma del País Vasco se disponía de suficiente información respecto a este componente y se habían planteado sistemas de calificación de estado biológico coherentes con las indicaciones de la Directiva 2000/60/CE. Se disponía de un diseño de la Red de Seguimiento del Estado Ecológico de los Ríos de la Comunidad Autónoma del País Vasco que aun no representando con total proporcionalidad las tres demarcaciones, las relaciones ejes/ afluentes y tramos limpios/ tramos contaminados, sí determina una idea global y acertada de la situación real, que junto con el histórico existente permite realizar análisis de tendencias. El diseño de esta red de control planteado inicialmente y su evolución desde 1993 permitía disponer de información biológica y fisicoquímica de un total de 130 estaciones de control (Figura 10), que reflejan diferentes grados de contaminación y que implica entre otros un total de 6400 resultados de las variables seleccionadas para el cálculo y definición del índice multimétrico (IFQ-R). Página 25 de 76

26 Figura 10 Estaciones de control de la Red de Seguimiento del Estado Ecológico de los Ríos de la Comunidad Autónoma del País Vasco Así, para el establecimiento de las condiciones de referencia de indicadores fisicoquímicos generales se seleccionaron todos los resultados pertenecientes a las campañas de la Red de Seguimiento del Estado Ecológico de los Ríos de la Comunidad Autónoma del País Vasco realizadas desde 1993 hasta 2002 en los que existiendo resultados de fisicoquímica también había resultados asociados a la comunidad de macroinvertebrados bentónicos, y por tanto se disponía de una calificación biológica del componente macroinvertebrados bentónicos mediante un índice biológico. Recordemos que la metodología planteada se basa en utilizar las distancias vectoriales a un hipotético eje (Muy bueno-malo) para la determinación de los EQR de acuerdo a la metodología establecida por Bald et al. (1999, 2001), es decir, el uso como métrica de la distancia euclídea entre cada uno de los registros individuales y la distancia al Buen estado y Mal estado, que funcionan como registros virtuales. Por tanto, es necesaria la obtención de condiciones de referencia tanto del buen estado como del mal estado fisicoquímico. Para establecer las condiciones de referencia del Muy Buen estado se seleccionaron como válidos los resultados de fisicoquímica correspondientes a campañas con un valor indicador de Muy Buen Estado para el componente macroinvertebrados bentónicos según el índice E de estado ambiental (modelo SCAF), es decir clase E5 que es en gran medida equivalente a la clase Ia del índice Iberian Biological Working Party 16 (IBMWP). De igual manera para las condiciones de Mal estado se seleccionaron como válidos los que el indicador biológico estimaba un mal estado biológico según el mismo Índice E, es decir clase E1 que es en gran medida equivalente a la clase V del índice IBMWP. En resumen se identificaron las situaciones de mejor y peor estado ambiental, que se asociarían a muy buen y muy mal estado respectivamente. Una vez se dispone de los valores de los muestreos asociados a las situaciones de muy buen estado y muy malo, se probaron tres métodos diferentes para establecer la amplitud de banda de las variables implicadas y que nos van a proporcionar las condiciones de referencia. Valor medio de los valores asociados a muy buena calidad química y de muy mala calidad química 16 Alba-Tercedor, J., Caracterización del estado ecológico de ríos mediterráneos ibéricos mediante el índice IBMWP (antes BMWP'). Limnética, : p Página 26 de 76